i-qua De longlist voor waterzuiveringstoepassingen buitengebied

Transcriptie

1 LONGLIST

2 i-qua Longlist voor waterzuiveringstoepassingen in buitengebied De longlist voor waterzuiveringstoepassingen in buitengebied is een realisatie van het i-qua projectconsortium. De trekkers van deze longlist zijn UGent, Aquafin, Vlakwa/VITO en Gemeente Bernheze. Neem voor meer informatie contact op met Deze checklist is ook downloadbaar Versie: maart 2018 UGent 2018 Alle rechten voorbehouden. Behoudens de uitdrukkelijke bij wet bepaalde uitzonderingen mag niets uit deze uitgave worden verveelvoudigd, vertaald of aangepast, opgeslagen in een geautomatiseerd gegevensbestand of openbaar gemaakt, door middel van druk, fotokopie, microfilm of op welk andere wijze dan ook, zonder voorafgaandelijke schriftelijke toestemming van de uitgever. Vormgeving: Vlakwa/VITO 2

3 INHOUDSTAFEL 1. Inleiding Decentralisatie van afvalwaterbehandeling in Vlaanderen en Nederland Vergelijking centralisatie en decentralisatie van afvalwaterbehandeling Economisch aspect Sociaal aspect Problematiek in de verschillende continenten Primaire zuivering Vetafscheider Voorbezinktank Septische tank Hydrocycloon Secundaire zuivering Biologische zuivering Mechanische of compacte systemen Extensieve systemen Vergelijkende tabel biologische zuiveringstechnieken 45 3

4 3.2. Fysicochemische zuivering Coagulatie-flocculatie-flotatie Granulaire filtratie Membraanfiltratie Polishing met oog op lozen Chloor Waterstofperoxide (H 2 O 2 ) Fenton s reagent Ozon UV-straling Ultrasoon geluid Fotocatalytische oxidatie Nutriënten- en energieterugwinning Struviet (MAP) Chemisch neerslaan Elektrochemische methode Hydroxyapatiet (HAP) Ionenuitwisseling Riothermie 86 4

5 6. Wetgeving Vlaanderen Decreet Integraal Waterbeleid Zoneringsplannen CE-markering BENOR-keurmerk Vlaminor-certificaat VLAREM Nederland Wet milieubeheer (Wm) Lozingenbesluiten CE-markering 100 5

6 1. Inleiding 1.1. Decentralisatie van afvalwaterbehandeling in Vlaanderen en Nederland Vlaanderen en Nederland zullen de komende jaren fors investeren in de aanleg en vervanging van respectievelijk nieuwe en bestaande afvalwatervoorzieningen in het buitengebied. In Vlaanderen is de verbetering van de waterkwaliteit al vele jaren een belangrijk onderdeel van het milieubeleid. Om een goede waterkwaliteit te realiseren is het belangrijk dat afvalwater vooraleer het in oppervlaktewater terecht komt wordt gezuiverd. In Vlaanderen zijn er twee opties wat huishoudelijk afvalwater betreft: ofwel wordt het afvalwater opgevangen in een riool en staat de gemeente/rioolbeheerder of het gewest in voor de verdere zuivering ofwel wordt het afvalwater ter plaatse gezuiverd en geloosd in oppervlaktewater. Welke situatie van toepassing is, hangt af van het zoneringsplan. De Vlaamse doelstelling is om de zuiveringsgraad (= theoretisch percentage van de inwoners waarvan het afvalwater, na transport via het riolerings-en collecteringsnetwerk effectief gezuiverd wordt) tot 98% op te trekken. De laatste jaren werd dan ook sterk geïnvesteerd in de uitbreiding van openbare waterzuivering. De harde noten die overblijven zijn de kleinere en meer afgelegen woonkernen die op de openbare waterzuiveringsinfrastructuur dienen te worden aangesloten. (Vlaamse Milieumaatschappij, VMM). In Nederland is in de jaren 80 en 90 grootschalig geïnvesteerd in de aanleg van drukriolering en IBA s (Individuele Behandelingsinstallaties Afvalwater) in het buitengebied. Deze zijn nu op veel plaatsen aan vervanging toe. Er heerst een grote ontevredenheid over de hoge investerings-, energie- en onderhoudskost van mechanische riolering in het buitengebied. Het totaalbedrag aan kapitaallasten voor mechanische riolering in het buitengebied bedraagt momenteel ca 155 miljoen. 6

7 Bij mechanische riolering bedragen de kosten per jaar (incl. investeringen en afschrijvingen) per aansluiting in buitengebied ca 732. In stedelijk gebied is dit gemiddeld 170 per jaar per aansluiting (Stichting RIONED). Dit geeft aan dat de afvalwatervoorziening in het buitengebied vele malen duurder is dan die in het stedelijk gebied. Daarnaast is gebleken dat ook de klassiek aangelegde IBA s storingsgevoelig kunnen zijn. De situatie in het buitengebied is ook veranderd: zowel in Nederland als in Vlaanderen ontstaan heel wat nieuwe vormen van economische activiteiten in het buitengebied (oa verblijfslocaties voor seizoensarbeiders), waardoor de druk op de bestaande afvalwater voorzieningen toeneemt. Samengevat is de probleemstelling voor afvalwater in het buitengebied de volgende: - Grote afstanden tussen lozingspunten - Geen geschikte of erg dure oplossingen aangepast aan sterk schommelende debieten o.a. bij horeca, minicampings - Externe wetgeving kan de goede werking van IBA s beïnvloeden (bv. ontsmettende zepen, opgelegd ikv HACCP-normen bij horeca, kunnen de goede werking van IBA s verstoren of de verplichte lozing en zuivering van afvalwater uit melkstallen). Het is dus hoog tijd om innovatieve methodes voor afvalwaterzuivering in het buitengebied te ontwikkelen, te testen en te demonstreren. De beschikbare technologieën zijn immers nog niet beschikbaar, aangepast of (onvoldoende) uitgetest in het buitengebied. De relevantie van de problematiek blijkt uit het partnerschap en de actief betrokken doelgroepen en wordt aangetoond via volgende beleidsplannen en initiatieven: - EU: EU 2020-strategie, kerninitiatief efficiënt gebruik van hulpbronnen, Kaderrichtlijn Water, Covenant of Mayors, e.a. - NL: Bestuursakkoord Water e.a. - VL: Decreet Integraal Waterbeleid e.a. Bij de volgende literatuurstudie wordt een verzameling voorgesteld van verschillende afvalwaterbehandeling en zuiveringstechnieken die bij Kleinschalige waterzuiveringsinstallaties (KWZI's) en Individuele Behandelingsinstallatie voor Afvalwater (IBA) het best worden toegepast. Sommige technieken en methoden worden hierbij niet besproken omdat deze enkel geschikt zijn voor stedelijke waterzuiveringsinstallaties. Ook sommige toepassingen zoals slibverwerking, energierecuperatie en hergebruiken van gezuiverd water zullen niet aan bod komen in deze studie omdat deze niet (kosten)efficiënt zijn. 7

8 1.2. Vergelijking centralisatie en decentralisatie van afvalwaterbehandeling Decentralisatie wordt gedefinieerd als het behandelen van afvalwater dicht bij de bron, waarbij een minimaal Decentralisatie afvalwatertransport bestaat. Dit kan op verschillende schaal georganiseerd worden. Het extreme scenario is de individuele behandeling waarbij de afvalstromen reeds aan de bron gescheiden worden. Bij een tweede scenario worden clusters onderscheiden van typisch 4 à 12 woningen gaande tot wijken en woonkernen. Onder het volgende scenario worden grote blokken, zoals scholen, ziekenhuizen en winkelcentra onderverdeeld waarbij het effluent ter plaatse gezuiverd en hergebruikt wordt. Verder bestaan semigecentraliseerde systemen en satellietbehandelingssites. Bij deze laatste gebeurt de zuivering ook deels door een centraal systeem (Libralato, et al., 2012). In Tabel 1 worden enkele voor- en nadelen van centralisatie en decentralisatie weergegeven volgens de auteur (Libralato, et al., 2012). Hier wordt het niet gesproken over de kost en efficiëntie van beide opties. Het is wel van plan om in de volgende stap deze zaken te onderzoeken. 8

9 Tabel 1: Vergelijking centrale en decentrale waterbehandeling (Libralato, et al., 2012; Oakley, et al., 2010) Waterher gebruik Regenwat er Nutriënten Micropollu enten Energie Collecteri ng Andere Centralisatie Is wel mogelijk o Regenwater wordt ook opgevangen volgens Hemelwaterverordening : daling grondwatervoorraad o Hevige regenval zorgt voor overbelasting o Behandeling verdund afvalwater is duur o Goede weerstand tegen piekbelastingen Decentralisatie o Hergebruik van water (zowel stedelijk als in buitengebieden), lozingsvolume daalt o Scheiding van regenwater: geen verdunning o Beperkt verwijderd o Potentieel eutrofiëringsgevaar in ontvangende oppervlaktewater o Mogelijkheid ontvlechten afvalwater: Nutriëntenterugwinning o Meestal niet verwijderd o Mogelijkheid ontvlechten afvalwater: efficiëntere zuivering (micropolluenten, metalen, PPCP s, enz.) o Sterk afhankelijk van energie o % van de investeringskosten, met schaalvoordeel in dichtbevolkte regio's o Moet geheel of gedeeltelijk vernieuwd worden elke jaren o Verbruik van grote volumes drinkbaar water voor het systeem schoon te houden maak o Zeer gevoelig voor terroristische aanvallen o Energiebesparing (hangt ervan af welk systeem gebruikt wordt) o Geen grote collectoren nodig o Kan op verschillende schalen (individueel tot gemeentelijk niveau) o Makkelijk aanpasbaar aan omgeving: grootte, omstandigheden, esthetische impact o Kan antwoord bieden op bevolkingsgroei op het platteland De grootste uitdaging voor al die decentrale systemen is zorgen dat blijvend de gewenste effluentkwaliteit gehaald wordt. Daarom is een regelmatige controle hierop nodig. In een studie van Oakley, et al. (2010) 9

10 werden decentrale en centrale systemen vergeleken op vlak van stikstofverwijdering (Fig. 1). Hieruit bleek - zoals reeds aangegeven in Tabel 1 - dat decentrale systemen slechter scoren of m.a.w. hogere TNeffluentconcentraties vertonen t.o.v. centrale systemen. De voornaamste verklaringen hiervoor zijn dat de debieten en influentconcentraties sterk variabel kunnen zijn. Verder is meestal het onderhoud beperkt en bestaat er geen continue opvolging wat bij centrale systemen wel het geval is. Fig. 1: Vergelijking TN-verwijdering: centrale versus decentrale systemen Wanneer gekozen wordt voor een decentrale voorziening moet voorzichtig rekening gehouden worden met het aantal bewoners of m.a.w. het te verwachten debiet. Vervolgens moet ook rekening gehouden worden met de discontinue afvalwaterproductie, waarbij zowel grote variaties kunnen bestaan in kwantiteit als kwaliteit. Het systeem zal de piekuren (per uur, dagelijks, wekelijks, maandelijks, jaarlijks) zowel hydraulisch als op biologisch vlak moeten kunnen doorstaan. De afvalwaterkarakteristieken zijn zeer specifiek naargelang de bron. Verder kunnen de klimaatomstandigheden ook een invloed uitoefenen op de processen. 10

11 Tevens is kennis nodig op elke locatie (Fastenau, 1989; Narcis, et al., 2011; Ravazzini, et al., 2005; van Voorthuizen, et al., 2005) Economisch aspect Het aanpakken van een waterprobleem bij de bron in het buitengebied is over het algemeen goedkoper in vergelijking met een centrale afvalwaterzuiveringvoorziening (Massoud, et al., 2009). Dit komt hoofdzakelijk doordat de grote investeringskost voor de aanleg van rioleringen en pompen niet nodig is. Op decentraal niveau staat de behandelingseenheid zelf voor de grootste kost (Corretta, 2016). In 1997 maakte US EPA een studie waarbij, voor een hypothetische landelijke gemeenschap, de totale jaarlijkse kost van een centraal en decentraal systeem vergeleken werd (Tabel 2) (Massoud, et al., 2009). Verder werd tot nog toe in de literatuur nauwelijks een vergelijking gemaakt tussen centrale en decentrale toepassingen op economisch vlak. Om deze vergelijking correct uit te voeren, dient het volume afvalwater dat behandeld wordt door een centrale zuivering te worden vergeleken met hetzelfde volume dat behandeld wordt door een groot aantal decentrale toepassingen. Factoren die hierbij de kost zullen bepalen zijn dan: de som van de kosten van alle individuele technieken en de ruimte-afhankelijke kost zoals het beheer en onderhoud. De kost van elke techniek is verschillend omwille van verschillende toepassingen, hierbij wordt het chemicaliënverbruik, energieverbruik, enz. ondergebracht. Bij decentrale toepassingen zullen ook transportkosten gemaakt worden door bedrijven die gespecialiseerd zijn in het onderhoud van de systemen, denk bijvoorbeeld aan slibverwijdering, membraanregeneratie of herstellingen (Eggimann, et al., 2016) 11

12 Tabel 2: Financiële vergelijking van een centraal en decentraal systeem voor een hypothetische landelijke gemeenschap (1995 US$) (Massoud, et al., 2009) 1.4. Sociaal aspect Meestal is dit aspect het grootste obstakel. Dit is te wijten aan enerzijds gebrek aan kennis en anderzijds bezorgdheid voor de bijhorende milieuproblemen en risico s. Gebrek aan inzet resulteert dan ook in een gebrek aan geld voor het uitwerken van een goed beleid en programma s voor het beheer van afvalwater. Dit zorgt dan ook voor een gebrek aan een coherente wetgeving voor decentrale systemen (Corretta, 2016). In Vlaanderen en Nederland is er een wetgeving voor decentrale systemen, zie hoofdstuk 6 voor meer informatie hierover in paragraaf Hiervoor is er een vraag naar financiële steun van de overheid, gebruiksvriendelijke informatiepakketten, opleidingen en behandelingseenheden met een lage kostprijs (Santos, et al., 2012). Met een juiste ondersteuning en correcte informatieverlening zal de algemene perceptie over decentralisatie verbeteren. Zo wordt hergebruik van grijs water voor het doorspoelen van toiletten vandaag reeds zeer goed onthaald. Waterhergebruik na zuivering bij activiteiten met direct contact blijft een uitdaging om mensen hiervan te overtuigen (Santos, et al., 2012). Opvolgen door gekwalificeerd personeel van lokale overheid of gemeente in het geval van België en van provincie 12

13 in het geval van Nederland is noodzakelijk om de optimaal resultaten te kunnen bereiken tijdens het ontwikkelen en het operatie Problematiek in de verschillende continenten In het Midden-Oosten en Noord-Afrika is water zeer schaars en kan waterhergebruik een bijkomende waterbron betekenen. Omwille van economische moeilijkheden en/of politieke crisis is er veelal geen of slechte zuivering aanwezig waardoor vervuiling van oppervlakte- en grondwater bestaat. In deze waterschaarse regio kan decentralisatie het moeilijke waterbeheer helpen. Wanneer verschillende kleine decentrale sites instaan voor de zuivering zal de kans op falen significant verlaagd worden in vergelijking met een centraal systeem. Tevens zijn de kosten gevoelig lager. Wel dient nagedacht te worden over de controle van de systemen (Corretta, 2016). In China wordt meer dan 96 % van het afvalwater in buitengebieden geloosd zonder behandeling. Omwille hiervan stelde de Chinese regering vast dat decentrale zuivering dringend nodig is. Deze visie zorgt voor noodzakelijk onderzoek naar alternatieve lozingssystemen die zowel rekening houden met de economische, sociale en milieu-impact (Corretta, 2016). Voor Europa is het moeilijker een veralgemening te maken, vermits hier grote geografische, culturele en economische verschillen bestaan. Wel kan een verschil gezien worden tussen West-/Centraal-Europa en Oost- Europa. West-/Centraal-Europa scoort over het algemeen goed op vlak van aansluiting op een waterzuiveringssysteem. Oost-Europa is minder ontwikkeld, waardoor het gebrek aan middelen de voornaamste reden is dat meer dan 80 % van het afvalwater niet naar een afvalwaterzuiveringssysteem gaat. Dit wordt geïllustreerd door Fig. 2. Wel wordt in Estland, Letland, Tsjechië en Slovenië veel onderzoek uitgevoerd naar de waterzuivering met kleine natuurlijke waterzuiveringssystemen zoals bijvoorbeeld wilgenvelden (Corretta, 2016). 13

14 Fig. 2: Evolutie van waterzuivering in Europa tussen 1990 en 2010 (European Environment Agency, 2015) 14

15 2. Primaire zuivering Deze eerste zuivering of voorbehandeling zorgt voor de verwijdering van grove, bezinkbare en zwevende delen uit het afvalwater. Hierbij worden een vetafscheider, een septische tank en een hydrocycloon besproken Vetafscheider Tegenwoordig bevat het afvalwater steeds meer olie en vetten. Voorbeelden van olierijke afvalwaters zijn afvalwater afkomstig van restaurants, carwashes, raffinaderijen, de metaalbewerking, de voedselverwerking, slachthuizen, enz.. De eenvoudigste vetafscheider is opgebouwd uit een betonnen bak waarbij, op basis van het dichtheidsverschil (zwaartekracht), lichtere bestanddelen gaan floteren en grovere delen bezinken. Hierdoor ontstaat een scheiding in vier fases, nl. gas, olie, water en vaste stoffen (An, et al., 2017; Goovaerts, et al., 2006). Dit type kan ook opgedeeld worden in drie compartimenten. In elk compartiment wordt het principe herhaald waardoor de verwijderingsefficiëntie stijgt. Ook kan een vetafscheider worden opgebouwd als horizontale cilinder ( Fig. 3). Bij de meeste toepassingen is de benodigde plaats een struikelblok (An, et al., 2017; Goovaerts, et al., 2006; Wilkinson, et al., 2000). Voor vetafscheiders en slibvangputten zijn er Europese normen de NEN-EN en -2. Bestaat er een nieuwe normen over de wijze waarop de capaciteitsberekening van de vetafscheider kunnen worden uitvoeren (Infrastructuur en Milieu en onderdeel van Agentschap NL, 2012). Om dit struikelblok tegemoet te komen maar zonder effectiviteit te verliezen, zijn verschillende configuraties ontstaan, waarbij een oppervlakte gecreëerd wordt door gebruik te maken van pakkingsmateriaal. Ook worden steeds meer geperforeerde platen gebruikt die voor een goede menging van olie en water zorgen. Hierbij kunnen plaat-, lamellen- en buisscheiders onderscheiden worden. Bij deze configuraties wordt naast het eerste principe, nl. dichtheidsverschil, bijkomende verwijdering bekomen door enerzijds botsing en aanhechting op het pakkingsmateriaal, waardoor een olielaag en grotere oliedruppels 15

16 gevormd worden. Anderzijds zal menging zorgen voor samensmelting van kleine druppeltjes, waardoor deze tevens gemakkelijker worden afgescheiden door de zwaartekracht (flotatie). Dit proces wordt gegeven door de wet van Stokes (vgl 1). Deze geeft de stijging weer van de verwijderingsefficiëntie door het gebruik van een grotere oppervlakte (A c ), de vorming van grotere oliedruppels (d p ) en de daling van de viscositeit (µ) (An, et al., 2017; Zhang, et al., 2007). ηη = (ρρ 1 ρρ 2 ).gg.dd pp 2.AA cc 18μμ.QQ ff vgl 1 (Zhang, et al., 2007) met η: Verwijderingsefficiëntie d p : Diameter oliedruppeltje ρρ: Dichtheid g: Valversnelling μμ: Viscositeit A c : Coalescentieoppervlakte Q f : Flux De verwijderingsefficiëntie van de oliedruppels wordt niet beïnvloed door de hoogte van de tank, de low tank law genoemd (Zhang, et al., 2007). Fig. 3: Schematische voorstelling vetafscheider (Zhang, et al., 2007) Om olieafscheiding te verbeteren experimenteerde Zhang, et al. (2007) met het toevoegen van ASP (Alkali, Surfactant, Polymer). Surfactantia 16

17 zullen de grensvlakspanning tussen olie en water verlagen zodat de beweging van de gevangen oliedruppels bevorderd wordt. Alkali reageren met zuren, aanwezig in het afvalwater, waardoor tevens surfactantia worden gegenereerd. Hierdoor wordt de vetafscheider steeds van voldoende surfactantia voorzien. Tenslotte zal het polymeer voor een stijging van de viscositeit zorgen. Dit zorgt voor een daling in mobiliteit waardoor de oliedruppels beter gevangen kunnen worden. Deze methode werd met vier verschillende pakkingsmaterialen uitgetest, welke telkens resulteerden in een verwijderingsefficiëntie van meer dan 98 % (Zhang, et al., 2007) Voorbezinktank Een voorbezinktank moet de grove bezinkbare bestanddelen uit het afvalwater verwijderen om te voorkomen dat die verder in de installatie voor problemen zouden zorgen: bezinking in leidingen, verstoppingen, ophoping van onnodig veel slib in de IBA met onnodig hoge kosten om het slib te (laten) ruimen tot gevolg ). De belangrijkste functie van de voorbezinktank is het laten bezinken van bezinkbare stoffen (aarde, voederresten ).De voorbezinktank realiseert ook een buffering en menging van het influent. Zo worden sterker vervuilde deelstromen gemengd met minder vervuilde stromen en blijft de kwaliteit van het influent voor de biologische zuivering min of meer constant. Voorbezinktanks worden bijvoorbeeld geplaatst vóór een olieafscheider, bijvoorbeeld bij een afspuitplaats voor machines, om te vermijden dat er grond in de oliefilter terecht zou komen. (Departement Landbouw en Visserij, 2017). Verwijdering van zwevend stoffen varieert van procent en een reductie van % voor het biochemische zuurstofverbruik (BOD) kan verwacht worden (ADF Health Manual, 2009) Septische tank Een septische tank is het meest gebruikte systeem voor individuele waterzuivering. Voordelen van deze techniek zijn de kostprijs en de beperkte benodigde ruimte, de tank kan immers ondergronds worden 17

18 geplaatst. Verder is het ook een robuuste technologie vermits geen mechanische onderdelen vereist zijn (Tilley, et al., 2014). Wanneer zowel zwart als grijs water door deze tank wordt opgevangen, wordt de nuttige inhoud berekend op basis van 600 liter per IE t.e.m. 10 IE. Vanaf de 11de IE wordt 450 liter per IE gebruikt, met een minimum van 3000 L. En wanneer enkel zwarte water een de septische tank wordt opgevangen, wordt de nuttige inhoud berekend op basis van 300 liter per IE t.e.m. 10 IE Vanaf de 11de IE wordt 225 liter per IE gebruikt, met een minimum van liter (Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid CIW, 2013). Wanneer verondersteld wordt dat 1 IE 120 L water per dag verbruikt (Aquafin, sd), dan bedraagt de hydraulische verblijftijd minstens 3,75 dagen. De septische tank speelt een belangrijke rol als voorbehandeling in individuele zuivering. Enerzijds zorgt deze voor een fysicochemische afscheiding van bezinkbare en drijvende stoffen. Een gedeelte van de organische fractie van het afgescheiden slib wordt anaeroob afgebroken gedurende de langdurige opslag in de tank (1-4 jaar). De COD-reductie is echter niet zo efficiënt. Anderzijds zorgt de tank voor een aanzienlijke afvlakking van de piekbelastingen (Fastenau, 1989; Kerstens, 1996). De verwijderingsefficiëntie (Tabel 3) van de septische tank is vooral afhankelijk van de werkingsparameters (zoals verblijftijd), het onderhoud en de temperatuurs-omstandigheden (Dalahmeh, et al., 2012; Pell & Nyberg, 1989). Fastenau (1989) en Tilley, et al. (2014) noteerden een reductie voor zwevende stoffen (ZS) van 48-98% en voor het biologisch zuurstofverbruik (BOD), 18-54%. Verwijdering van nutriënten (Totale Kjeldahl-stikstof (TKN 1 ): 0-22%; Totaal fosfor (TP): 0-40% (Fastenau, 1989)) en pathogenen (1 log verwijdering van E.coli (Tilley, et al., 2014)) is eerder beperkt. Wanneer de verblijftijd als variabele wordt beschouwd, worden volgende resultaten verkregen. Een verblijftijd van 1 uur bij Katukiza, et al. (2013) zorgde voor een reductie van chemisch zuurstofverbruik (COD) van 51%, BOD van 26,5%, ZS van 59,5% en olie & vetten van 74%. Bij een toenemende verblijftijd stijgt de BOD-reductie sterk: 60% bij een verblijftijd van 7 dagen (Dalahmeh, et al., 2012). 1 TKN = organische stikstof + ammonium + ammoniak 18

19 Tabel 3: Verwijderingsefficiënties septische tank (Dalahmeh, et al., 2012; Fastenau, 1989; Hiras, et al., 2004; Katukiza, et al., 2013; Pell & Nyberg, 1989; Suleiman, et al., 2010; Tilley, et al., 2014) Verwijderingsefficiënties (%) COD BOD ZS Olie & Vetten 74 TKN 0 22 TP 0 40 Er bestaan verschillende varianten op een septische tank, waarbij veelal ingezet wordt op biogasopbrengst (Mang & Li, 2010). Een eerste variant van de septische tank is de eenvoudigste uitvoering: de biogas septische tank (Fig. 4). Deze is gebaseerd op het accumulatieprincipe, zodat de slibverblijftijd (SRT) groter is dan de hydraulische verblijftijd (HRT). Een tweede variant is de anaerobic baffled reactor (ABR), welke een betere weerstand heeft tegen piekbelastingen, de biomassa heeft een langere verblijftijd en slibvorming wordt beperkt (Barber & Stuckley, 1999; Foxon, et al., 2004). En tenslotte kan ook een anaerobe filter gebruikt worden. Deze werkt met dragermateriaal waardoor een groter oppervlakte gecreëerd wordt, zodat meer anaerobe bacteriën zich kunnen vestigen. Voor biogasproductie wordt de toevoer van grijs water afgeraden, vermits deze stroom weinig nutriënten en organisch materiaal bevat en hoofdzakelijk voor verdunning zal zorgen (Barber & Stuckley, 1999; Luostarinen & Rintala, 2007; Mang & Li, 2010; Naturgerechte Technologien, Bau- und Wirtschaftsberatung TBW GmbH, 2001; Seghezzo, et al., 1998; Wendland, 2008). 19

20 Fig. 4: Schematische voorstelling: Biogas septische tank 2.4. Hydrocycloon Hiervoor wordt gekeken naar systemen (Fig. 5) die instaan voor het stormwaterbeheer in de Verenigde Staten waarbij gravitaire scheiding ontstaat van drijvende (olie & vetten) en bezinkbare materialen (ZS) (NJCAT Technology verification, 2005). Fig. 5: The VortSentry Stormwater Treatment System (NJCAT Technology verification, 2005) 20

21 Het water stroomt tangentieel in de behandelingskamer. Deze kamer is circulair opgebouwd, wat de wervelende beweging verbetert. Door de draaiende beweging beweegt de vervuiling naar het centrum waar de snelheid het laagst is. Op deze manier wordt op de bodem een kegelvormige stapel van het bezinkbaar afval gevormd. De floterende vervuiling vormt een drijvende laag, welke vervolgens gevangen wordt door het schot in de behandelingskamer (NJCAT Technology verification, 2005). NJCAT Technology Verification (2005) voerde een studie uit op laboschaal op The VortSentry Stormwater Treatment System met een volume van 1,4 m 3. Hierbij werd de verwijdering van F-95, commercieel beschikbaar Silica-zand, bekeken bij verschillende ingaande debieten. Silica-zand heeft een d 50 van 120 µm. Dit gaf een omgekeerd evenredig verband tussen het debiet en de verwijdering (Fig. 6). Fig. 6: Verwijdering van silica-zand (F-95) bij verschillende debieten (L/s) (NJCAT Technology verification, 2005) 21

22 Vermits de verwijderingsrendementen afhankelijk zijn van het volume van het systeem wordt hiervoor ook het verband (Fig. 7) opgesteld met waarden uit de studie van NJCAT Technology verification (2005). Fig. 7: Verband Volume (m 3 ) i.f.v. Debiet (m³/h) (NJCAT Technology verification, 2005) 22

23 3. Secundaire zuivering De secundaire zuivering is de hoofdzuivering waarbij hoofdzakelijk COD, BOD, stikstof- en fosforcomponenten zullen verwijderd worden. Hierbij wordt een onderscheid gemaakt tussen biologische en fysicochemische zuivering Biologische zuivering Biologische systemen kunnen opgedeeld worden in twee grote groepen. Enerzijds de intensieve, mechanische of compacte systemen en anderzijds de extensieve systemen. Bij de mechanische systemen ligt het verschil in de werking van de micro-organismen. Bij actief slibsystemen en wervelbed reactoren organiseren micro-organismen zich in slibvlokken, die vrij bewegen in de reactor. Bij biorotoren daarentegen, bevindt het slib zich op een dragermateriaal, waarop een biofilm groeit. Extensieve systemen maken ook gebruik van een biofilm voor de zuivering. Hierbij worden vaak stengels, het wortelgestel en een dragermateriaal als hechtingsplaats gebruikt. Moelants, et al. (2008) evalueerde 23 biologische decentrale afvalwaterzuiveringsinstallaties waaronder 20 compacte systemen en 3 extensieve systemen. Wanneer de resultaten voor BOD, COD en ZS van het effluent worden vergeleken, scoren de extensieve systemen soms opvallend beter Tabel 8 en Tabel 9. Dit kan verklaard worden doordat slechts beperkt onderhoud nodig is en minder kans op falen bestaat door de afwezigheid van mechanische onderdelen. Wel is een langere tijd (enkele maanden) nodig totdat een stabiele werking wordt bekomen. Deze moeilijke opstart kan makkelijker verlopen door bijvoorbeeld slib vanuit een ander systeem toe te voegen. De opstart vereist wel een goede opvolging. Verder is voldoende ruimte noodzakelijk (3-100 m 2 /IE), afhankelijk van het type systeem (Moelants, et al., 2008; Rousseau, et al., 2004; van den Ham, 2014). 23

24 Verder blijkt ook de studie van Moelants, et al., 2008, dat wanneer de actief slibsystemen vergeleken worden met de biofilmsystemen in praktijk dan kan geconcludeerd worden dat deze laatste zorgen voor een betere verwijdering van alle parameters. Volgens de studie; zijn de biofilmsystemen immers beter opgewassen tegen grote variaties qua kwaliteit en kwantiteit van het influent aangezien de micro-organismen zijn vastgezet in een biofilm. Dit wordt gezien in de studie waarbij enkel de lozingsnormen voor COD en ZS overschreden werden bij de biofilmsystemen. Dit is veelal te wijten aan een gebrek aan onderhoud, waardoor uitspoeling van het slib optreedt. De actief slibsystemen overtraden in dezelfde studie meerdere normen, nl. voor COD, BOD, ZS, TKN, NO 3 - en NH 4 +. Dit kan te wijten zijn aan mechanische problemen en gebrek aan regelmatige slibverwijdering en onderhoud. Ook is de HRT hierbij een belangrijke variabele. Een te lange HRT zorgt voor een te kleine hoeveelheid slib, een te hoge HRT induceert de uitspoeling ervan. (Moelants, et al., 2008). Bij biofilmsystemen is het gebruik van dragermateriaal een studie op zich waard. Er zijn zeer veel verschillende soorten dragermaterialen ontwikkeld, elk met een eigen vorm en grootte, waardoor de specifieke oppervlakte steeds verschilt (Shrestha, 2013) Mechanische of compacte systemen De mechanisch beluchte compact systemen zijn opgesplitst in een actiefslibsystemen en ondergedompelde beluchte biofilter Actief slibsysteem Het klassieke actief slibsysteem bestaat uit drie kamers (Fig. 8). Door afwisseling van aerobe en anaerobe behandeling, door het aan- en uitschakelen van de beluchting, kan stikstofverwijdering plaatsvinden door respectievelijk nitrificatie en denitrificatie. Dit heeft wel een hoog energieverbruik als nadeel (Corretta, 2016). 24

25 Actief slibsystemen zijn flexibel en robuust. Dit geldt echter enkel wanneer het systeem gevoed wordt met een constant debiet. Een buffertank is hierdoor noodzakelijk. Dergelijke systemen vragen regelmatig toezicht en onderhoud, bijvoorbeeld slibverwijdering. (Anon., 2016). Een decentraal actief slibsysteem kent verwijderingsefficiënties voor COD, BOD en TKN en TP van respectievelijk % (Anon., 2016), % (Massoud, et al., 2009), % (Anon., 2016) en <25 % (Massoud, et al., 2009). Fig. 8: Klassieke configuratie van een actief slibsysteem Ondergedompelde beluchte bacteriefilter Een ondergedompelde beluchte biofilter is een slib-op-drager-systeem. De bacteriënfilter bestaat uit een compartiment waarin zich een dragermateriaal bevindt. Bij deze ondergedompelde filter is het compartiment volledig gevuld met afvalwater. Onder het dragermateriaal zijn beluchtingselementen aangebracht die zorgen voor de zuurstofvoorziening. De biomassa bevindt zich zowel in vlokvorm, zwevend in het afvalwater, als in de vorm van een biofilm op de drager. Door periodiek of plaatsgebonden te beluchten, kunnen aërobe en zuurstofarme (anaërobe) zones ingericht worden (Departement Landbouw en Visserij, 2017). 25

26 Bij een ondergedompelde beluchte biofilter kunnen de micro-organismen in de beluchtingstank zowel vast op een drager zitten of wervelend aanwezig zijn ( Provincie Oost-Vlaanderen, 2010). Fig : Ondergedompelde beluchte biofilter opgebouwd uit een voorbezinking, een biologie en een nabezinking. (Departement Landbouw en Visserij, 2017) Biologische roterende contactoren Biologische roterende contactoren zijn zeer geschikt als decentrale afvalwaterzuivering omwille van hun compacte opstelling. Een andere positieve eigenschap van deze techniek zijn de lage werkingskosten. Dit laatste komt enerzijds door de minimalisatie van het energieverbruik, nl % (De Clippeleir, et al., 2011; Kadu & Rao, 2012) in vergelijking met een actief slibsysteem. Anderzijds zijn deze systemen goedkoper in werking en onderhoud (Hassard, et al., 2015; Kadu & Rao, 2012; Kerstens, 1996). De contactoren kunnen worden onderverdeeld in bioschijven en biorotoren. Bij bioschijven roteren met biomassa begroeide schijven op een as. Bij biorotoren zijn de schijven vervangen door een roterende trommel gevuld met dragermateriaal. Biorotoren beschikken aldus over een groter specifiek oppervlak ( m 2 /m 3 (Derden, et al., 2001)) waarop de biomassa zich kan vasthechten, wat leidt tot betere verwijderingsefficiënties bij een lage HRT (Hassard, et al., 2015; Kerstens, 1996). 26

27 De uitdaging bij deze technieken is de optimalisatie van het proces tot een robuust systeem dat kan inspelen op veranderende omstandigheden zoals temperatuur, aanwezigheid van organisch materiaal en variërende influentkarakteristieken. Door variatie van de draaisnelheid van de as waarop de schijven of trommel bevestigd zijn, recirculatie van het effluent, HRT en het al dan niet toevoeren van supplementaire lucht, kan het systeem geoptimaliseerd worden naar de specifieke omstandigheden (Hiras, et al., 2004; Kadu & Rao, 2012). Er kan een betere werking verkregen worden door het plaatsen van tussenschotten, waardoor afzonderlijke units gecreëerd worden. Hierdoor wordt een betere weerstand tegen piekbelastingen bekomen en worden kortsluitstromen vermeden. Op deze manier kunnen in elke unit verschillende rotatiesnelheden en onderdompelingspercentages van de as gehandhaafd worden, afhankelijk van de benodigde zuurstofconcentratie. Ook kan de dikte van de biofilm beperkt worden (Kadu & Rao, 2012; Teixeira & Oliveira, 2001). Typisch bestaat de eerste fase uit de verwijdering van organisch materiaal. Hoewel het influent een hogere NH 4 + -concentratie kent dan in de volgende fasen, is het nitrificatieproces minimaal. Dit komt door een sterke concurrentie tussen de heterotrofe bacteriën en nitrificeerders qua zuurstofvraag. Veelal is als voorbehandeling reeds een septische tank aanwezig die voor een COD- en ZS-verwijdering zorgt. Wanneer de organische ladingssnelheid voldoende klein is, < 8-10 g BOD / m 2.dag (Kadu & Rao, 2012), kan in een volgende fase nitrificatie plaatsvinden (Hiras, et al., 2004; Kadu & Rao, 2012; Rodgers & Zhan, 2004). Het denitrificatieproces kan op twee manieren gerealiseerd worden, pre- of postdenitrificatie. Bij predenitrificatie wordt het effluent gerecirculeerd naar de eerste unit, waar een hoge organische lading en lage zuurstofconcentratie aanwezig zijn. Hierbij kan geopteerd worden om de schijven 100 % onder te dompelen, waardoor anoxische omstandigheden ontstaan ( Fig. 9). Dit zorgt voor een uitstekende nitraatverwijdering van 80 % (Teixeira & Oliveira, 2001). Hiras, et al. (2004) noteerde tevens 27,7 78,5 % voor TN-verwijdering, verder vond een verwijdering van 80,4 94,2 % en 63,2 % plaats voor respectievelijk BOD en ZS. Bij postdenitrificatie wordt als laatste reactor een anoxische reactor voorzien waarbij een 27

28 externe koolstofbron wordt toegevoegd (Hiras, et al., 2004; Kadu & Rao, 2012; Teixeira & Oliveira, 2001). Fig. 9: Opstelling: Anoxische en Aerobe reactor in serie (predenitrificatie) (Hiras, et al., 2004) Wervelbed reactor (Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) Bij dit systeem wordt een beluchtingstank vergelijkbaar met het actief slibsysteem gecombineerd met een biofilmsysteem (speciale plastic dragers die een oppervlak vormen waar een biofilm kan groeien). Hierbij zal de biomassa dus aanwezig zijn in zowel vlokken, vrij in het afvalwater, als in een biofilm, die groeit op het dragermateriaal. Deze werkwijze induceert hogere biomassaconcentraties en een stijging van de slibleeftijd. Op deze manier worden betere efficiënties bekomen voor het nitrificatie/denitrificatieproces dan bij de andere compacte systemen. (Al-Zuhairy, et al., 2015). De reactoren worden in beweging gehouden door beluchting of met een mechanisch roersysteem, respectievelijk voor aerobe en anaerobe/anoxische reactoren. Een mogelijke configuratie om een goede stikstofverwijdering te verkrijgen is een systeem met meerdere reactoren, 28

29 waarbij de eerste reactor anoxische omstandigheden kent en de tweede en derde reactoren worden belucht. Via recirculatie kan zo het denitrificatieproces in de eerste reactor plaatsvinden, waarbij het organisch materiaal de elektronendonor is, terwijl in de andere reactoren verdere COD-verwijdering en het nitrificatieproces kan plaatsvinden. (Al-Zuhairy, et al., 2015). Al-Zuhairy, et al. (2015) behaalde op laboschaal een gemiddelde ammoniumverwijdering van 82 %, een gemiddelde TN-verwijdering van 70 % en een gemiddelde TP-verwijdering van 76,8 % (Al-Zuhairy, et al., 2015). Voor verbetering van de TP-verwijdering kan vooraan een bijkomende anaerobe reactor geplaatst worden, waar de fosforverwijdering geïnduceerd wordt. Op deze manier kan de TP-verwijdering stijgen tot 95,8 % (Al-Zuhairy, et al., 2015; Kermani, et al., 2009) Watercultuur met afvalwater Een variant op watercultuur, waarbij onder gecontroleerde omstandigheden nutriënten in nauwkeurige hoeveelheden worden toegevoegd, kan afvalwater gebruikt worden bij de productie van gewassen. Nutriënten uit het afvalwater worden hierbij opgenomen, waardoor zuivering ontstaat. Twee belangrijke zaken moeten in het oog gehouden worden. Enerzijds de besmetting van gewassen door faecale E. colibacteriën en anderzijds de bioaccumulatie van zware metalen (Cd, Pb, Cr, Ni, ) in gewassen, wat kan leiden tot toxiciteit voor de mens bij consumptie (Rana, et al., 2011). De uitdaging van dit systeem bestaat erin om het kosteneffectief te maken. Dit houdt in dat best economisch belangrijke gewassen geteeld kunnen worden, zoals sla, paprika, maïs, tomaten, enz.. Hierdoor vermindert de kost van afvalwaterzuivering en ontstaat een opbrengst afkomstig van de verkoop van gewassen (Rana, et al., 2011). Rana, et al. (2011) voerde een labo-experiment uit met tomatenplanten. Hierbij groeiden tomatenplanten gedurende twee maanden in verschillende concentraties van huishoudelijk afvalwater (controle, 25 %, 50 %, 75 % en 100 %). Voor COD en BOD werden maximale verwijderingsefficiënties van 3- - respectievelijk 61 en 72 % genoteerd. Voor PO 4 en NO 3 was dit respectievelijk 75 en 78 %. De gewasopbrengst was maximaal 125 g bij 100 % afvalwater (Rana, et al., 2011). 29

30 Extensieve systemen Onder extensieve systemen worden helofytenfilters, wilgenvelden, lagunes en muurtuinen en kokosbiobedden verstaan Helofytenfilters Er bestaan verschillende types helofytenfilters: (1) Vloeivelden, (2) Wortelzonevelden, (3) Percolatievelden (4) Meertrapssystemen en (5) kokosbiobedden. Op onderstaande figuren worden de verschillen getoond (Fig. 10-Fig. 12) (Vymazal, 2007). Fig. 10: Principeprofiel vloeiveld (Vymazal, 2007) Fig. 11: Principeprofiel percolatieveld (Vymazal, 2007) 30

31 Fig. 12: Principeprofiel wortelzoneveld (Vymazal, 2007) Wanneer verschillende types gecombineerd worden, wordt van een meertrapssysteem gesproken. Om de zuivering te optimaliseren wordt deze technologie dikwijls gebruikt in combinatie met conventionele technieken zoals bijvoorbeeld met een biologische roterende contactor, hybride systemen genaamd. (Rousseau, et al., 2004). De selectie van de juiste helofytenfilter berust op de afvalwaterkarakteristieken, lokale omstandigheden, siteparameters en ervaring (Tsihrintzis, et al., 2007). Helofytenfilters zijn een ideale technologie voor individuele afvalwaterbehandeling gaande van een huishouden, enkele huishoudens tot een kleine gemeente. Dit omwille van de lage constructie-, werkings- en onderhoudskost. Andere voordelen zijn een makkelijke aanpassing aan de omgeving en een beperkte productie van bijproducten. Dikwijls zijn deze systemen ook betrouwbaarder dan de conventionele systemen zoals een actief slibsysteem (Tsihrintzis, et al., 2007). Nadeel van deze systemen is namelijk dat geen bijsturing van het proces mogelijk is. Er kunnen heel wat verschillende soorten planten (Bijlage 1: Tabel 64) gebruikt worden, zoals lisdodde/kattenstaart, bies, riet, rus of waterbies. Deze planten zorgen voor het verminderen van wind waardoor bezinking makkelijker optreedt, creëren een oppervlak waarop micro-organismen zich kunnen aanhechten, nemen nutriënten op en kunnen als koolstofbron dienen voor denitrificatie bij sterfte (Vymazal, 2013). 31

32 In Europa worden hoofdzakelijk Phragmites australis (riet) en Typha latifolia (lisdodde) gebruikt. Maar ook zonder vegetatie (dus ook zonder wortels) kunnen goede resultaten behaald worden voor BOD- en CODverwijdering. Zo vergeleek Akratos & Tsihrintzis (2007) een wortelzoneveld, beplant met riet en een onbeplant veld dat vrij was van vegetatie. Voor deze velden werden respectievelijk BOD-verwijderingen van 85 en 86 % bekomen. Dit kan verklaard worden doordat organisch materiaal voornamelijk verwijderd wordt door microbiële activiteit die plaatsvindt op het medium. Bij nutriëntenverwijdering hebben beplante helofytenfilters wel een voordeel vermits hierbij ook plantopname van de nutriënten een significante rol speelt. Lisdodde, dat een uitgebreider wortelgestel heeft, zal dan ook grotere verwijderingsefficiënties (zowel door plantopname als door een uitgebreidere nitrificatiezone) bekomen dan riet, met een kleiner wortelgestel. Dit werd ook aangetoond in een experiment van Akratos & Tsihrintzis (2007), waar TKN-verwijderingen van 67; 55 en 34 % werden gehaald voor respectievelijk lisdodde; riet en een onbeplant veld (Akratos & Tsihrintzis, 2007; Vymazal, 2013). Rousseau, et al. (2004) bracht de verschillende gebruikte systemen in Vlaanderen in kaart. Hierbij werden 54 vloeivelden, 34 percolatievelden en 2 wortelzonevelden in een databank opgenomen. Bij deze systemen werd meestal gebruik gemaakt van riet, maar ook lisdodde, biezen, russen, gele lis, kwamen aan bod Vloeiveld Rousseau, et al. (2004) beoordeelde 54 vloeivelden waarbij afvalwater van sterk uiteenlopende afkomst gezuiverd werd, zoals van zuivelinstallaties, vleesverwerkers, enz.. De chemische zuurstofvraag (COD) en zwevende stoffen (ZS) werden efficiënter verwijderd dan de nutriënten (TN en TP). Dit wordt gezien in de gemiddelde verwijderingsefficiënties. COD en ZS bedroegen nl. respectievelijk 61 en 75 %, TN 2 en TP behaalden 31 en 26 %. Deze lage verwijderingsefficiënties kunnen enerzijds verklaard worden door de overmatige aanvoer van regen- en oppervlaktewater, waardoor een te hoge hydraulische belasting en te lage organische belasting ontstaat. Door deze aanvoer van regen- en oppervlaktewater zijn de 2 TN = TKN + nitraat + nitriet 32

33 influentconcentraties dikwijls al vrij laag door verdunning. Anderzijds kan te sterk geconcentreerd afvalwater voor een te hoge organische belasting zorgen (Rousseau, et al., 2004). Recirculatie van het effluent kan voor een verhoging van de verwijderingsefficiënties zorgen. Tsihrintzis, et al. (2007) noteerde als gemiddelde verwijderingsefficiënties van een periode van drie jaar voor BOD, COD en ZS respectievelijk 94; 96 en 96 % en voor TKN en TP, beiden 53 %. Voor een gemiddelde constructiekost kan 485 per IE (in 2016) aangenomen worden. Schaalvoordeel kan optreden zodra de systemen groter dan 100 IE zijn. Wanneer bijvoorbeeld een vloeiveld wordt ontworpen voor 1200 IE, kan de constructiekost dalen tot 347 per IE (in 2016). Dikwijls kan bespaard worden op een afdichtende folie wanneer een kleibodem aanwezig is, wel dient hierbij opgelet te worden voor grondwaterverontreiniging. Ook is het belangrijk om de jaarlijkse werkingsen onderhoudskost in te calculeren van enkele tientallen euro s per IE. vloeivelden hebben een lange levensduur meer dan 25 jaar, op voorwaarde van voldoende onderhoud. Het kan wel nodig zijn om in tijdens die 25 jaar slib te verwijderen, afhankelijk van efficiëntie voorbehandeling, en dit vooral in de inlaatzone. Hierbij wordt de vegetatie wat beschadigd en is een gedeeltelijke heraanplant noodzakelijk (Rousseau, et al., 2004; Tsihrintzis, et al., 2007) Percolatieveld Rousseau, et al. (2004) beoordeelde ook 34 percolatievelden waarbij afvalwater gezuiverd wordt van sterk uiteenlopende afkomst, zoals zuivelinstallaties, tuinbouwpraktijken, enz.. Door de doorstroming in het filtermateriaal rust de verwijdering naast de biologische verwijdering met micro-organismen ook op fysische en chemische verwijderingsmechanismen, zoals enerzijds filtratie en adsorptie en anderzijds precipitatie en redoxreacties. Door deze bijkomende processen worden hogere verwijderingsefficiënties bekomen t.o.v. een vloeiveld. Gikas & Tsihrintzis (2012) behaalde verwijderingsefficiënties voor BOD, COD en ZS van respectievelijk 75, 79 en 81 %. Bij de nutriëntenanalyse werd voor respectievelijk TKN, TN en TP, 59, 52 en 45 % verwijdering 33

34 bekomen. Door de velden gepulseerd te bevloeien kunnen de verwijderingsefficiënties sterk stijgen. Zo noteerde Rousseau, et al. (2004) voor COD, ZS, TN en TP respectievelijk 94, 98, 52 en 70 % verwijdering. Ook Tsihrintzis, et al. (2007) behaalde gelijkaardige resultaten met voor BOD, COD, ZS, TKN en TP respectievelijk 92, 89, 95, 77 en 62 % verwijdering. Deze gepulseerde bevloeiing biedt tijd aan de velden om uit te drogen, opnieuw zuurstof op te nemen in de poriën en het nog aanwezige organisch materiaal verder af te breken (Gikas & Tsihrintzis, 2012; Rousseau, et al., 2004; Tsihrintzis, et al., 2007). De verwijderingsefficiënties hangen sterk af van het type filtermateriaal. Bij fijner materiaal is de efficiëntie hoger, maar ook de kans op verstopping. In geval van rioolwater is dit zeer kritisch. De nutriëntenverwijdering kan verbeterd worden door het gebruik van toeslagstoffen. Als koolstofbron kan stro (koolstofrijk en stikstofarm) gebruikt worden voor het verbeteren van het denitrificatieproces. Gebluste kalk of ijzerkorrels of -schilfers kunnen voor bijkomende fosforabsorptie zorgen (Rousseau, et al., 2004). Voor een gemiddelde constructiekost kan 627 per IE (in 2016) aangenomen worden. Wanneer de systemen groter dan 100 IE zijn, kan schaalvoordeel optreden. Dit werd aangetoond bij het percolatieveld gebruikt door Tsihrintzis, et al. (2007), ontworpen voor 1000 IE. Hier werd een constructiekost genoteerd van 561 per IE (in 2016). Ook is het belangrijk om de jaarlijkse werkings- en onderhoudskost in te calculeren van enkele tientallen euro s per IE (Rousseau, et al., 2004; Tsihrintzis, et al., 2007). De weergegeven kosten zijn van toepassing op de meest gebruikte percolatievelden: de systemen met neerwaartse stroomrichting. Wanneer systemen met opwaartse stroomrichting worden gebouwd, zullen extra kosten gemaakt worden omwille van installatie van pompen. Pompen zijn immers nodig om de zwaartekracht en drukverliezen te overwinnen (Declercq, et al., 2016) Wortelzoneveld Rousseau, et al. (2004) beoordeelde slechts 2 wortelzonevelden. Beide behandelden huishoudelijk afvalwater. De zuiverende werking is 34

35 gebaseerd op dezelfde principes als bij percolatievelden. Bij de in- en uitlaat wordt gebruik gemaakt van grind om een goede verdeling van het afvalwater over het bed te garanderen. Rousseau, et al. (2004) noteerde voor COD en ZS respectievelijk 72 en 86 % verwijdering en voor TN en TP respectievelijk 33 en 48 %. Deze prestaties zijn intermediair tussen vloeivelden en percolatievelden (Rousseau, et al., 2004). Akratos & Tsihrintzis (2007) experimenteerde op pilootschaal met verschillende parameters, namelijk effect van de HRT, vegetatie en het medium (Tabel 4). Voor BOD-verwijdering werden geen grote verschillen gezien. Voor nutriëntenverwijdering echter werden wel grote verschillen waargenomen. Veelal werden hiervoor lage efficiënties bekomen vermits hiervoor een langere HRT nodig is. Zo werden opvallende stijgingen in TKN-verwijdering waargenomen wanneer men de HRT liet stijgen van 6 tot 8 dagen. Voor bijvoorbeeld het wortelzoneveld Grind-Lisdodde werd een stijging van 45 naar 80 % gezien. Bij Fijn grind-riet worden de beste verwijderingsefficiënties voor nutriënten verkregen (Akratos & Tsihrintzis, 2007). 35

36 Tabel 4: Verwijderingsefficiënties (%) bij variëren van de parameters vegetatie en medium (Akratos & Tsihrintzis, 2007) Vegetatie Medium Fijn grind Grind Keien Riet Lisdodde Onbeplant BOD 89 TKN 83 TP 82 BOD TKN % TP BOD 87 TKN 74 TP 45 Doorheen de tijd zullen grote variaties qua efficiëntie bestaan, dit omwille van de efficiëntie van bacteriën en planten die verantwoordelijk zijn voor de nutriëntenverwijdering. Zo kan er plantaardige afbraak voorkomen met een stijging van organische stikstof tot gevolg. Ook zorgen planten voor een variatie in zuurstoftoevoer doorheen het jaar. Hierdoor wisselen periodes van goede nitrificatie met een gelimiteerde nitrificatie elkaar af (Akratos & Tsihrintzis, 2007). De constructie-, werkings- en onderhoudskosten zijn vergelijkbaar met deze van een percolatieveld, evenals de veel voorkomende problemen en voor- en nadelen Meertrapssysteem Bij een meertrapssysteem worden verschillende types helofytenfilters gecombineerd. Op deze manier kunnen de afzonderlijke voordelen van elk type gebundeld worden, wat een verhoogde efficiëntie teweegbrengt. Met deze systemen kunnen ook grotere capaciteiten behaald worden (Rousseau, et al., 2004). Zo kunnen de helofytenfilters op vlak van stikstofverwijdering elkaars zwaktes compenseren. Vaak worden één of meerdere parallelle percolatievelden gecombineerd met één of meerdere wortelzonevelden. Hierbij zullen de percolatievelden instaan voor het nitrificatieproces en de wortelzonevelden voor het denitrificatieproces. Op 36

37 deze manier noteerde Rousseau, et al. (2004) een TN-verwijdering van 65 %. De andere verwijderingsefficiënties zijn gelijkaardig aan die van het percolatieveld. Zo werden voor COD en ZS verwijderingspercentages van respectievelijk 91 en 94 % bekomen. Voor TP werd 52 % verwijdering vastgesteld (Rousseau, et al., 2004). De gemiddelde constructiekost is de hoogste onder de verschillende types, namelijk 1137 per IE (in 2016). De constructiekost hangt grotendeels af van de grootte van de installatie. Voor grotere installaties zullen trouwens meerdere velden nodig zijn. Dan kost het meer om met verschillende types velden te werken. (Rousseau, et al., 2004) Verwijderingsefficiënties en kosten: samenvatting Bij het beoordelen van verwijderingsefficiënties van de verschillende systemen moet in acht genomen worden dat een helofytenfilter veelal voorafgegaan wordt door (een) septische tank(s) of een voorbezinkingsvijver. De verwijderingspercentages en kosten worden samengevat voor de verschillende helofytenfilters in Tabel 5. Tabel 5: Samenvattende tabel: verwijderingspercentages en kosten verschillende types helofytenfilters (Akratos & Tsihrintzis, 2007; Rousseau, et al., 2004; Tsihrintzis, et al., 2007) Verwijdering (%) Vloeiveld COD TKN TN TP Oppervlakte (m 2 /IE) Percolatieveld Wortelzoneveld Meertrapssysteem Gemiddelde kost ( /IE)

38 Wilgenveld Een wilgenveld is typisch opgebouwd uit drie lagen. De onderste laag bestaat uit grind waarin tevens de drainagebuizen gelegen zijn. Vervolgens een laag zand, deze laag functioneert als zandfilter. In de bovenste laag wortelen de wilgen zich en wordt tevens het afvalwater verdeeld via een irrigatiesysteem (Fig. 13). Dit bodem-plant systeem functioneert als natuurlijke filter waarbij reeds voorbehandeld water gezuiverd kan worden. Vandaag vindt deze toepassing voornamelijk plaats in Noord-Europa. Naast waterzuivering zorgt een wilgenveld voor de teelt van biomassa en verhoging van biodiversiteit. Deze biomassa is een hernieuwbare energiebron. In tegenstelling tot het ontstaan van een ecologische woestijn door het gebruik van monoculturen wees het onderzoek van van den Ham (2014) een hoge biodiversiteit uit. Dit met een grote aanwezigheid van broedvogelsoorten, paddenstoelsoorten en dagvlindersoorten (Larsson, et al., 2003; van den Ham, 2014). Fig. 13: Principeprofiel Wilgenveld Er bestaan twee types, bij het ene vindt lozing plaats en bij de andere niet. Het type waarbij geloosd wordt, is gelijkaardig aan een percolatieveld waarbij de zuivering gebeurt door de bodempassage en -bacteriën. Hiervoor moeten drainagebuizen voorzien worden, waardoor de aanlegkosten stijgen. Bij het meest gebruikte type vindt geen lozing plaats, vermits de wilgen voor verdamping van het afvalwater zorgen, met accumulatie van nutriënten in het systeem. Dit laatste type wordt verder besproken (van den Ham, 2014). 38

39 De irrigatie gebeurt via druppel- of sprinklerirrigatie, dit enkel tijdens het groeiseizoen (lente, zomer). Dit type irrigatie is gevoelig aan verstopping (bij hoge BOD), waardoor een filter voor het irrigatiesysteem aangeraden is. Om de winter te overbruggen kan een opslagbekken voorzien worden. De hoeveelheid te behandelen water wordt bepaald door de verdamping, infiltratiesnelheid en de neerslag (vgl 2). Dit impliceert dat de zuivering door dit systeem plaatsafhankelijk is (Curneen & Gill, 2014; Larsson, et al., 2003; van den Ham, 2014). VVVVVVVVVVVVVVVVVVVV wwwwwwww = AAAAAAAAAAAAAAAAAAAA + NNNNeerrrrrrrrrr( AAAAAAAAAAAAAAAAAAAA) vgl 2 (Curneen & Gill, 2014) Nutriëntenverwijdering kan plaatsvinden d.m.v. bacteriële processen of door vastlegging in de biomassa of bodem. Verwijderingsefficiënties verschillen sterk in de literatuur vermits deze afhankelijk zijn van de locatie (klimaat), irrigatie en nutriëntenbelasting. Een algemene trend die wordt vastgesteld is dat wanneer het irrigatiedebiet stijgt, er een betere nutriëntenverwijdering is. Dit is te wijten aan het ontstaan van betere omstandigheden (anoxisch) voor denitrificatie. Verder verbetert de zuivering ook wanneer de nutriëntenbelasting stijgt (Tabel 6). De biomassaproductie blijkt met 30 tot 100% te stijgen wanneer het systeem gevoed wordt met nutriëntenrijk afvalwater (Tabel 7) (Nissim, et al., 2015). Wel kan hierbij een ophoping van nutriënten ontstaan wanneer niet alle nutriënten benut kunnen worden en het zuiveringsrendement daalt. Tussen deze twee uitersten dient een optimum gezocht te worden (Larsson, et al., 2003; van den Ham, 2014). 39

40 Tabel 6: Verwijderingsefficiënties bij verschillende irrigatiedosissen en nutriëntenladingen Irrigatie -dosis (mm/d) N-lading (kgn/ha.j) P-lading (kgp/ha.j) N-verw (%) P-verw (%) Bron 0, ,0 70,0 (Holm & Heinsoo, 2013) 2, ,6 82,7 (Nissim, et al., 2015) 4, ,8 85,9 (Nissim, et al., 2015) 7, ,0-96,0 94,0 (Dimitriou & Aransson, 2011) Tabel 7: Biomassaopbrengst bij verschillende irrigatiedosissen (Nissim, et al., 2015) Irrigatiedosis (mm/) Biomassaopbrengst (ton/ha.j) 0 11,9 0,0 % biomassaopbrengst t.o.v. 0 mm 2,34 16,8 41,2 3,07 19,3 62,2 4,56 23,5 97,5 In het winterseizoen moet periodiek geoogst worden om de 2, 3 of 4 jaar. Na elke oogst groeien opnieuw nieuwe scheuten. Uitputting treedt op na gemiddeld 10 oogsten, waardoor het systeem voor 20 à 25 jaren in waterzuivering kan voorzien. Hierna moeten nieuwe scheuten gepland worden. Hiervoor wordt veelal S. viminalis, S. dasyclados of S. schwerinii gebruikt (van den Ham, 2014) Lagunes Nutriëntenverwijdering in een kunstmatige vijver of ook wel pleustofytenfilter genoemd, is een ecologische en efficiënte technologie. In een studie van Janjit, et al. (2007) bewezen heel wat waterplanten hun absorptie-efficiëntie van nutriënten bij verschillende soorten afvalwater. Hieruit bleek dat vooral drijvende planten goede resultaten boeken zoals eendenkroos (Fig. 14), watersla en algen. Wind heeft een negatief effect 40

41 op deze planten, waardoor er dus nagedacht moet worden over het beschermen van de vijvers tegen het wegblazen van de planten. Ook is goed onderhoud van dergelijke systemen van groot belang, nl. het regelmatig oogsten van de planten. Op deze manier worden de opgenomen nutriënten verwijderd. Wanneer dit niet gebeurt, zullen de planten afsterven waarbij de nutriënten opnieuw vrij komen. Tevens dienen kortsluitstromen vermeden te worden (Dalu & Ndamba, 2003; Patel & Kanungo, 2010; Qin, et al., 2016; Zhao, et al., 2014). Fig. 14: Eendenkrooslagune (Otte & van Hoorn, 2014) De verwijdering en terugwinning van nutriënten gaat gepaard met de groei van waterplanten, welke beïnvloed wordt door seizoenale veranderingen in zowel temperatuur en lichtintensiteit. Waterhyacint is vatbaarder voor lage temperaturen waardoor sterfte kan optreden. Hoewel eendenkroos trager groeit, wordt tijdens de winter geen sterfte geobserveerd, wat wijst op een betere tolerantie voor lagere temperaturen. Enerzijds wordt dan ook tijdens de winter en lente een hogere nutriëntenterugwinning waargenomen bij eendenkroos. Anderzijds presteert waterhyacint tijdens de zomer en herfst beter (Bayrakci & Koçar, 2014; Zhao, et al., 2014). Wanneer de verwijdering wordt bekeken scoort waterhyacint opvallend beter dan eendenkroos. In een pilootstudie van Zhao, et al. (2014) werd voor TN-verwijdering respectievelijk 61 en 46 % en voor TP-verwijdering 62 en 48 % genoteerd. De hogere TN-verwijdering is te wijten aan de grote bedekkingsgraad door de hyacint van het wateroppervlak. Dit zorgt voor een daling van de zuurstofconcentratie waardoor denitrificatie bevorderd 41

42 wordt. Ook heeft de waterhyacint een uitgebreider wortelgestel waarop de juiste micro-organismen leven om nitrificatie en denitrificatie uit te voeren. Deze processen resulteren echter niet in plantopname waardoor nutriëntenterugwinning niet mogelijk is, dit in tegenstelling tot eendenkroos waar de verwijdering wel hoofdzakelijk gerealiseerd wordt door plantopname. In een studie van El-Shafai, et al. (2007) bedroeg de stikstofterugwinning voor eendenkroos en waterhyacint respectievelijk 60 en 47 % of 4,4 6,2 kg N/ha/d (El-Shafai, et al., 2007) en 1,5 kg N/ha/d (Mayo & Hanai, 2016) (El-Shafai, et al., 2007; Zhao, et al., 2014). Andere studies geven voor zuivering met eendenkroos een TN-verwijdering bij huishoudelijk afvalwater en afvalwater afkomstig van een varkensbedrijf respectievelijk 86 % (Ozengin & Elmaci, 2007) en % (Cheng, et al., 2002). Voor verwijdering van TP werd voor huishoudelijk afvalwater en afvalwater afkomstig van een varkensbedrijf respectievelijk 72 % (Ozengin & Elmaci, 2007) en % (Cheng, et al., 2002) genoteerd. Voor zuivering met waterhyacint wordt ook in andere studies een betere verwijdering gezien met voor TN en TP respectievelijke verwijderingen van % en 80 % (Gupta, et al., 2012). De hoge proteïneninhoud in de bladeren en de snelle groei zorgen voor verschillende nuttige toepassingen. Enerzijds kan het als voeder voor bijvoorbeeld koeien, geiten, varkens, eenden, enz. worden ingezet. Anderzijds is energieproductie mogelijk door de vorming van biogas of door de productie van biobrandstoffen via biologische omzetting (Bayrakci & Koçar, 2014; Sindhu, et al., 2017) Muurtuinen Gelijkaardig aan het principe van helofytenfilters kunnen ook muurtuinen ingericht worden waarbij een gevel ingericht wordt met boxen gevuld met medium en planten. Hierbij wordt de grootste limitatie van helofytenfilters verholpen, nl. de grote benodigde plaats, waardoor deze techniek zeer goed van toepassing is in dichtbevolkte steden (Fowdar, et al., 2017; Prodanovic, et al., 2017). Muurtuinen kunnen grijs water behandelen en via recirculatie (9 46 %) ophouden, waardoor de druk op de rioleringsstelsels sterk daalt. Voordelig ten opzichte van helofytenfilters is de beperkte energievraag, vermits deze techniek gebruik maakt van de zwaartekracht, waardoor gebruik van 42

43 pompen voor de irrigatie van de muurtuin beperkt wordt. Wel is dikwijls een pomp nodig voor het afvalwatertransport naar de bovenzijde van de muurtuin. Maar hoeveel gepompt moet worden hangt in beide gevallen toch af van detailontwerp, namelijk te overbruggen hoogte verschillen. Naast waterzuivering creëert deze techniek microklimaten in steden, stijgt de stadsbiodiversiteit en daalt de energiebehoefte van gebouwen omwille van temperatuurcontrole (Fowdar, et al., 2017). Net als bij helofytenfilters zullen onbeplante filters een uitstekende verwijdering van ZS (80-90 %) en BOD (> 90 %) verkrijgen (Akratos & Tsihrintzis, 2007; Fowdar, et al., 2017; Prodanovic, et al., 2017). Voor nutriëntenverwijdering zal het gebruik van planten de efficiënties sterk doen stijgen. TP-verwijdering is sterk variabel ( %) afhankelijk van het gebruik van plantensoorten. Fowdar, et al. (2017) noteerde de beste resultaten met Carex appressa en Canna lilies met respectievelijke verwijderingsefficiënties van 94 en 90 % voor TN. De plantopname stond voor 76 % in van de totale verwijdering. De overige stikstofverwijdering vindt plaats door biologische processen zoals microbiële assimilatie en het nitrificatie-denitrificatieproces. Wel wordt in de lagere lagen van de filter een slechtere denitrificatie gezien, doordat hier nog slechts weinig OM aanwezig is vermits de meeste BOD al afgebroken werd in de bovenste lagen (Fowdar, et al., 2017; Prodanovic, et al., 2017) Kokosbiobedden Een kokosbiobed wordt opgebouwd zoals een percolatie(riet)veld maar met kokossnippers als dragermateriaal. De kokos is drager van de microorganismen die instaan voor de zuivering van het afvalwater. Het afvalwater wordt bovenop de kokosmassa gesproeid en sijpelt onderaan het systeem via de drainageleiding terug uit (Departement Landbouw en Visserij, 2017). In praktijk, kan een kokosbiobed inzetbaar van I.E met verwijderingsefficienties voor BOD, COD en ZS van respectievelijk 96%, 90% en 96% (Yerseke Group, 2017). 43

44 Fig: Schematische opbouw van een kokosbiobed (Bron: Departement Landbouw en Visserij, 2017). 44

45 Vergelijkende tabel biologische zuiveringstechnieken In Opmerkingen 1 Geurhinder kan bij alle systemen optreden en treedt vooral op in geval van overbelasting van een systeem. Bij actief slibsystemen kan eventueel afdekking, afzuiging en behandeling voorzien worden, wat bij rietvelden dan bijvoorbeeld weer niet kan. Geluidhinder kan iets hoger bij actief slibsystemen omwille van de beluchting. Geluidshinder is vooral afhankelijk van het detailontwerp. Geluid is ook goed meetbaar en te toetsen aan de normen en kan meestal opgelost worden door bijvoorbeeld geluidsisolerende omkastingen en dat heeft vooral een invloed op kostprijs. 2 In theorie, moet de biologische roterende contactoren vooral niet te zwaar belast worden. Als het te zwaar belast is dan wordt de biofilm te dik en wordt zuurstoftransfer sowieso moeilijk. Tabel 8 en Tabel 9 worden alle besproken biologische zuiveringstechnieken vergeleken. Hierbij worden de verwijderingsefficiënties en de voor- en nadelen weergegeven. Deze tabel is opgemaakt met behulp van volgende bronnen: Akratos & Tsihrintzis (2007); Al-Zuhairy, et al. (2015); Bayrakci & Koçar (2014); Curneen & Gill (2014); Dalu & Ndamba (2003); El-Shafai, et al. (2007); Fowdar, et al. (2017); Gikas & Tsihrintzis (2012); Hassard, et al. (2015); Hiras, et al. (2004); Hussain & Deswal (2015); Kadu & Rao (2012); Kermani, et al. (2009); Larsson, et al. (2003); Moelants, et al. (2008); Patel & Kanungo (2010); Prodanovic, et al. (2017); Qin, et al. (2016); Rana, et al. (2011); Rodgers & Zhan (2004); Rousseau, et al. (2004); Sindhu, et al. (2017); Teixeira & Oliveira (2001); Tsihrintzis, et al. (2007); van den Ham (2014); Vymazal (2007); Vymazal (2013) en Zhao, et al. (2014). 45

46 Opmerkingen 1 Geurhinder kan bij alle systemen optreden en treedt vooral op in geval van overbelasting van een systeem. Bij actief slibsystemen kan eventueel afdekking, afzuiging en behandeling voorzien worden, wat bij rietvelden dan bijvoorbeeld weer niet kan. Geluidhinder kan iets hoger bij actief slibsystemen omwille van de beluchting. Geluidshinder is vooral afhankelijk van het detailontwerp. Geluid is ook goed meetbaar en te toetsen aan de normen en kan meestal opgelost worden door bijvoorbeeld geluidsisolerende omkastingen en dat heeft vooral een invloed op kostprijs. 2 In theorie, moet de biologische roterende contactoren vooral niet te zwaar belast worden. Als het te zwaar belast is dan wordt de biofilm te dik en wordt zuurstoftransfer sowieso moeilijk. Tabel 8: Vergelijkende tabel van de verschillende biologische zuiveringstechnieken Verwijderingsefficië nties (%) Mechanische of compacte systemen Actief slibsysteem Ondergedomp elde biofilter beluchte Biologische roterende COD BOD TKN TP <25 COD BOD TKN BOD TKN zonder Voordelen o Flexibel qua influentconcent raties o Groot aanbod beschikbaar op de markt o Compact. o relatief weinig grondverzet in vergelijking met plantensystem en. 2 o Laag energieverbrui k o Zuurstoftransfe Nadelen o Geur- en geluidproblemen 1 o Hoog energieverbruik o Toezicht en onderhoud nodig o gevoelig voor piekbelastingen; o meer toezicht en onderhoud nodig. o kans op geur en geluidshinder. o elektriciteitsverbruik van de beluchtingspomp. o Regelmatige slibruiming is noodzakelijk; o hogere werkingskosten dan bij plantensystemen. o beperkte nitrificatie. o Start-upperiode biofilmgroei nodig 46

47 contactoren recirculatie: 53-56; met: r makkelijk regelbaar TN Wervelbed reactor COD 75 BOD 89 NH o Hogere biomassaconc entraties o Hoge slibleeftijd o Hoog energieverbruik TN 70 TP 77; +anaerobe Watercultuur met afvalwater tank: 96 COD 61 BOD 72 PO o Kostterugwinni ng door gewassenverk oop o Wetgeving o Besmetting door bacteriën o Bioaccumulatie van metalen Tabel 9: Vervolg: Vergelijkende tabel van de verschillende biologische zuiveringstechnieken Verwijderingseffi ciënties (%) Extensieve systemen Vloeiveld COD TKN 53 TN 31 TP Percolatie- COD Voordelen o Lage kosten o Fauna o Opp: ± 3-6 m 2 /IE Nadelen o Grote opp: ± 7 m 2 /IE o Accumulatie complexe organische moleculen, metalen en fosfor o Biologische processen vertragen bij koude T o Zuurstofarm water, slechte nitrificatie o Insectengroei o Hoge hydraulische belasting (regen- /oppwater) o Misvatting dat dit systeem zichzelf in stand zal houden o Verstopping 47

48 veld TKN 77 TN 52 o Weinig gevoelig aan vriestemp o Weinig gevoelig aan Geurproblemen* o Wegspoeling filtermateriaal Wortelzone veld TP COD TKN 62 o Opp: ± 3-6 m 2 /IE o Weinig gevoelig aan vriestemp o Verstopping o Wegspoeling filtermateriaal TN Meertrapssysteem TP COD 91 TN 65 o Compenseren zwaktes elkaars o Hoge constructiekost TP 52 Wilgenveld TN TP o Biomassaopbrengst stijgende nutriëntenbelasting o Hernieuwbare energie o Biodiversiteit bij o Zuivering enkel tijdens groeiseizoen o Ophoping van nutriënten o Maximaal gebruik jaren o Periodiek oogsten Lagunes TN hyacint: 61-86; eenden kroos: TP hyacint: 62-80; eenden kroos: Muurtuinen ZS BOD >90 o Nutriëntenterugwinning o Beperkt benodigde plaats o Waterhergebruik o Beperkte energievraag o Kortsluitstromen o Wind o Regelmatig oogsten (groot onderhoud) o Seizoensafhankelijk o OM wordt in bovenste lagen verwijderd, denitrificatie verloopt 48

49 TN >80 TP o Energiebehoefte van gebouwen daalt o Temperatuurcontrole in gebouwen o Microklimaten in steden o Stadsbiodiversiteit stijgt moeilijk o Slechte TP-verwijdering o Biologische processen vertragen bij koude T o Slechts enkele planten bestand tegen seizoenale variaties Kokosbiobed BOD 96 % COD 90% ZS 96% o Goede zuiveringsresultaten o Onderhoudsvriendelijk o Gemakkelijk te exploiteren o Lage werkingskosten o Geen slibproductie o Kan mooi geïntegreerd worden in de tuin o Duurder in aanleg o Stikstofverwijdering matig is Opmerking * Geurhinder kan ook in (alle) rietvelden optreden. Dit treedt vooral op in geval van overbelasting van het systeem. 49

50 3.2. Fysicochemische zuivering Onder dit type zuivering kunnen verschillende technieken ondergebracht worden zoals coagulatie-flocculatie, flotatie, granulaire filtratie en membraantechnologie Coagulatie-flocculatie-flotatie Bij het coagulatieproces kunnen zwevende deeltjes, zware metalen en organisch materiaal verwijderd worden (Konieczny, et al., 2006; Sadreddini, 2009). De twee meest gebruikte vormen van coagulatie zijn enerzijds ladingneutralisatie en anderzijds het sweep-floc mechanisme. De eerste zone, lading-neutralisatie, treedt reeds in werking bij een kleine hoeveelheid toegevoegd coagulans. Soms is een hogere dosis coagulans effectiever, dan is er sprake van de tweede zone, sweep flocculatie (Lee, et al., 2000; Sadreddini, 2009; Tchamango, et al., 2010). Konieczny, et al. (2006) vergeleek verschillende coagulantia op vlak van verwijdering van organisch materiaal. In deze studie komen FeCl 3, Al 2 (SO 4 ) 3, PIX-113 (waterige oplossing van Al(SO 4 ) 3 ) en PAX-25 (waterige oplossing van polyaluminiumchloride) aan bod. Respectievelijk worden TOC verwijderingsefficiënties van 63; 61; 42 en 37 bekomen bij een dosis van 4 mg/l. Ook op grote schaal werd het effect van FeCl 3 bekeken, hierbij worden tevens goede resultaten voor fosforverwijdering gezien (TP: %; PO 4 3- : %) (Konieczny, et al., 2006; Zheng, et al., 2012). Al-Gheethi, et al. (2016) en Mazumder & Mukherjee (2011) vergeleken verschillende coagulantia bij de verwijdering van olie en vetten in carwashafvalwater. Uit deze studies volgde dat FeSO 4 het meest effectief was, vermits hiervan kleinere hoeveelheden nodig waren in vergelijking met andere coagulantia. Ook alum (KAl(SO 4 ) 2 ) was zeer effectief voor lage initiële concentraties aan olie en vetten. Bij toevoeging van bentoniet, werd de benodigde hoeveelheid alum sterk verlaagd om dezelfde verwijderingsefficiënties te bekomen. Een mengsel van CaCl 2 en bentoniet scoorde het minst goed, vermits hiervan grote hoeveelheden nodig waren om een goede verwijdering te verkrijgen. Ook een exotischer coagulans werd getest, nl. de zaden van de tropische Moringa Oleifera boom. Deze laatste behaalde gelijkaardige resultaten aan FeSO 4 50

51 (Turbiditeitverwijdering: Moringa Oleifera: 96,94 en FeSO 4 : 93,35 % bij een dosering van 140 mg/l). FeSO 4 en alum hebben als nadeel verzuring (Al- Gheethi, et al., 2016; Mazumder & Mukherjee, 2011). Naast het toepassen van coagulatie op chemische manier kan dit ook met behulp van het elektrolyseproces in een elektrochemische cel, elektrocoagulatie genoemd. Hierbij ontstaan door afscheiding van metaalionen (Fe 2+, Fe 3+, Al 3+ ) actieve coagulantia aan de elektrodes (Tchamango, et al., 2010). Na vrijstelling van deze ionen volgt het coagulatieproces dezelfde chemische reacties als bij chemische coagulatie ter vorming van aluminiumhydroxiden. Qua verwijdering van de gevormde vlokken bestaat wel een verschil. Enerzijds worden de vlokken verwijderd op de conventionele manier, door sedimentatie. Anderzijds worden de vlokken ook verwijderd door elektroflotatie doordat H 2 -gas ontstaat aan de kathode, deze zorgen voor bellen waaraan deeltjes zich kunnen hechten (Tchamango, et al., 2010). Het grote voordeel van coagulatie in elektrochemische cellen is dat enkel de nodige actieve kationen vrijkomen. Hierbij is dus geen verhoging van de conductiviteit, vermits geen zouten worden toegevoegd zoals bij de klassieke coagulatie. Ook daalt de ph niet. Deze voornaamste voordelen bieden een betere mogelijkheid tot hergebruik terwijl de verwijderingsefficiënties van beide methodes vergelijkbaar zijn (Ali & Yaakob, 2012; Tchamango, et al., 2010). Tchamango, et al. (2010) behandelde zuivelafvalwater met aluminiumelektrodes. De hierbij bekomen verwijderingsefficiënties voor COD, P en N waren respectievelijk 61, 89 en 81 %. De turbiditeit en kleur waren zo goed als helemaal verwijderd (Tchamango, et al., 2010). Een experiment uitgevoerd door Chen, et al. (2000) geeft aan dat de flotatie, die plaatsvindt ten gevolge van de vorming van bellen aan de kathode in de elektrochemische cel, voor elektrocoagulatie niet efficiënt verloopt. Dit kan opgelost worden door het anders construeren van de elektrochemische cel, bijvoorbeeld met een afzonderlijke elektroflotatiecel die schuin opgesteld is. De verwijderingsefficiënties stijgen opvallend bij bijkomende werking van de elektroflotatiecel (Tabel 10) (Chen, et al., 2000). 51

52 Tabel 10: Verwijderingsefficiënties Elektrocoagulatie; Elektroflotatie; Combinatie Elektrocoagulatie-Elektroflotatie (Chen, et al., 2000) Verwijdering (%) Elektrocoagulatie Elektroflotatie Elektrocoagulatie + Elektroflotatie COD SS Olie&Vetten > > 97 Het coagulatieproces zorgt dus niet voor een volledige COD-verwijdering waardoor een verdere behandeling nodig is, voorbeelden hiervan kunnen granulaire filters of membraanfiltratie zijn. Tevens zal deze verdere behandeling ook moeten instaan voor de verdere verwijdering van de toegevoegde metaalionen (Konieczny, et al., 2006) Granulaire filtratie De granulaire filters zijn vaste stof-vloeistof scheidingsystemen. Er bestaan verschillende categorieën filters. Eerst kunnen de snelle filters onderscheiden worden, deze staan voornamelijk in voor de verwijdering van ZS doordat de poriën tussen de deeltjes in de filter de ZS fysisch tegenhouden omwille van hun grootte. Hierbij wordt veelal zand of antraciet gebruikt. Bij deze filters bestaat een hydraulische snelheid tussen de 5 à 10 m/h (EMIS, 2015). Verder bestaan filters waarbij adsorptie plaatsvindt. Hierbij is het belangrijk dat het vulmateriaal een zo groot mogelijk specifiek oppervlak heeft waarbij de polluenten in de poriën adsorberen en aanhechten. Hiervoor wordt veelal turf (0,73 m 2 /g), lava (3,18 m 2 /g) of actief kool ( m 2 /g) ingezet. Een laatste categorie zijn de trage filters, waarbij door microbiële activiteit in de filter naast de bovenstaande processen ook biologische omzetting plaatsvindt. Hierbij wordt de hydraulische snelheid veel lager gehouden, meestal kleiner dan 0,2 m/h (EMIS, 2015). De biologische processen kunnen zowel voorkomen bij zand en antraciet als bij adsorberende stoffen zoals actief kool, turf en zeoliet (Kerstens, 1996). Vaak worden een snelle en trage filter gecombineerd. Hierbij zorgt de snelle filter voor een voorbehandeling, waarbij zwevende stoffen (ZS) 52

53 verwijderd worden. Op deze manier kan verstopping van het filtermedium in de trage filter vermeden worden. Olie en vetten verhinderen een goede efficiëntie van de biologische, fysische en chemische verwijderingsprocessen, waarop de zuivering van het afvalwater gebaseerd is. Ook een slechte geur kan vermeden worden bij een voorbehandeling in een vroeg stadium (Bolan, et al., 2004). Katukiza, et al. (2013) bekeek de rijpingsperiode voor trage filters. Hierbij werd vastgesteld dat een stabiele verwijderingsefficiëntie verkregen werd na een rijpingsperiode van 5 tot 8 weken (Katukiza, et al., 2013). Tijdens deze periode vindt de groei van de biofilm op het scheidingssysteem plaats. Gedurende deze eerste weken zal hoofdzakelijk adsorptie voor BOD en COD-reductie zorgen, waarna vervolgens de fysische processen zullen domineren. Langzaam zullen de biologische processen het overnemen door de vorming van de biofilm. Op Fig. 15 is de hoge initiële reductie van BOD voor turf, AK en zand weergegeven. Deze steeg nog even verder en bleef vervolgens constant (turf: 98%, AK: 97%, zand: 75%). Bij PUR was er echter geen reductie bij de start maar steeg vervolgens geleidelijk (37%). Deze langere opstartperiode was te wijten aan een grotere poriëngrootte (1-1,6 mm) waardoor het meer tijd vroeg om een biofilm te ontwikkelen met een goede capaciteit om organisch materiaal (OM) af te breken en te verbruiken (Dalahmeh, et al., 2012). Fig. 15: BOD 5 -reductie van grijs water door turf (ruit), actief kool (driehoek), schuim(pur) (kruis) en zand (vierkant) filters met een hydraulische belasting (HLR) van 0,13 cm/h (langzame filter) (Dalahmeh, et al., 2012) 53

54 Bij het vergelijken van verwijderingsefficiënties van granulaire filters vanuit verschillende experimenten moeten steeds de omstandigheden (temperatuur, hydraulische belasting, biodegradeerbaarheid van het afvalwater, ) en uitvoering (kolomhoogte, aantal filters in serie, voorgeschakelde bezinktank, ) in het achterhoofd gehouden worden. Volgende bronnen worden gebruikt om Fig. 16 en Fig. 17 op te stellen: Bolan, et al. (2004); Dalahmeh, et al. (2012); Healy, et al. (2007); Hussain, et al. (2011); Jiang, et al. (2008); Katukiza, et al. (2014); Katukiza, et al. (2013); Lens, et al. (1994); Malekmohammadi, et al. (2016); Matikka & Heinonen-Tanski (2016) en Viraraghaven & Kikkeri (1988). Verwijderingsefficiëntie (%) Turf Schors AK Zand Lava ZS COD BOD Fig. 16: Verwijderingsefficiëntie (%) met trage filters voor ZS, COD en BOD 54

55 Verwijderingsefficiëntie (%) Turf Schors AK Zand Lava TKN TN NH4+-N TP PO43--P Fig. 17: Verwijderingsefficiëntie (%) met trage filters voor nutriënten Met AK, lavagesteente en zand worden de hoogste COD-verwijderingen behaald, respectievelijk 94, 81 en 81%. Deze media worden gevolgd door schors (70%) en turf (62%). Combinaties van media kunnen voor betere verwijderingsefficiënties zorgen (Jiang, et al., 2008). Het beste resultaat voor de verwijdering van Kjeldahl-stikstof (TKN) wordt bekomen met AK (98%). Adsorptie en/of mineralisatie 3 van organische stikstof liggen bij deze reductie aan de basis. Het lavagesteente zorgt ook voor een behoorlijke verwijdering met 56%. En turf en schors zorgen voor een beperkte verwijdering van respectievelijk 36 en 38%. Zand hinkt achterop met 5%. Wel verloopt het nitrificatieproces, waarbij NH + 4 wordt omgezet naar nitriet en vervolgens nitraat, goed bij gebruik van turf (93%), schors (77%) en zand (88%). Omdat denitrificatie hier beperkt blijft (af te leiden uit de kleine TKN-reducties), zal het nitrificatieproces stoppen ten gevolge van verzuring. Bij lava loopt dit proces eerder beperkt met 39%. Wel loopt het denitrificatieproces vlot bij het lavagesteente (NO verwijdering: 87%). Voor fosforverwijdering (TP) werd de hoogste reductie 3 Mineralisatie van organische stikstof: Omzetting van organische stikstof naar NH4 + of NH 3, waarbij NH 4 + kan geadsorbeerd worden en het NH 3-gas zal emitteren. 55

56 behaald met schors (98%), turf (97%) en AK (91%), gevolgd door zand (68%) en lava (55%). De verwijderingsefficiënties zijn afhankelijk van de hydraulische belasting (HLR). Katukiza, et al. (2013) vergeleek een variërende HLR van 0,5 tot 1,1 m 3 /m 2.d met een constante HLR van 0,39 m 3 /m 2.d bij lavagesteente. Een stijging van HLR zorgt voor een minder goede effluent kwaliteit. Dit werd opgemerkt bij de COD en ZS-reducties. Bij een variërende HLR werd 86 en 88% reductie genoteerd voor respectievelijk COD en ZS. Bij een constante HLR werd een stijging van respectievelijk 5 en 6% waargenomen (91 en 94%). Het verschil in HLR heeft minder impact bij nutriëntenverwijdering. Voor TKN-reductie werd 65,5 en 69,0% en voor TPreductie wordt 58,0 en 59,5% genoteerd. Het effluent kan hergebruikt worden als niet-drinkbaar water, bijvoorbeeld voor irrigatie, nadelig hierbij zijn de dikwijls nog aanwezige hoge concentraties nutriënten. De techniek heeft een lage kostprijs, vermits de meeste media beschikbaar zijn in de natuur, zoals silica, AK, zeoliet, zand, turf, lava, enz. Ook is slechts een beperkte ruimte (<1,5 m 2 ) nodig. Verder is het ook een robuuste technologie vermits geen mechanische onderdelen vereist zijn (Katukiza, et al., 2013; Malekmohammadi, et al., 2016) Membraanfiltratie De membraantechnologie heeft zich ontwikkeld tot een volwaardige scheidingstechnologie, welke een sterke concurrent vormt voor de conventionele technieken. De kracht van deze technologie ligt in het werken met een relatief lage energiebehoefte en een goed regelbare en op te schalen procesvoering ( De Rijksdienst voor Ondernemend Nederland, 2015). De laatste decennia is de kostprijs van membranen sterk gedaald waardoor deze technologie ook in aanmerking komt voor decentrale zuivering. Enerzijds kan water met een hoge kwaliteit geproduceerd worden en anderzijds is hergebruik van water en nutriënten ter plaatse 56

57 mogelijk (Ravazzini, et al., 2005; Varbanets, et al., 2009; van Voorthuizen, et al., 2005). Er bestaan verschillende membraantechnologieën, die bij veel verschillende doeleinden gebruikt kunnen worden. Zo bestaan er tubulaire, capillaire, spiraal gewonden en vlakke plaat membranen. Tubulaire membranen zijn minder gevoelig aan fouling, maar ze hebben een lage pakkingsdichtheid, waardoor de verwijdering lager ligt. Spiraalgewonden membranen hebben daarentegen wel een hoge pakkingsdichtheid, maar zijn dan ook gevoeliger aan fouling. Capillaire membranen combineren de voordelen van voorgaande membranen, waardoor ze weinig gevoelig zijn voor fouling en een hoge pakkingsdichtheid hebben. Als laatste bestaan ook vlakke plaat membranen waarbij een hoge flux kan bestaan met een hoge verwijdering (van Voorthuizen, et al., 2005). Ofwel kunnen membranen als hoofdstap worden ingezet, ter vervanging van een biologische zuivering, ofwel kunnen ze in combinatie met een andere techniek ingezet worden. Bij gebruik als hoofdstap is een fysicochemische voorbehandeling aan te raden omwille van foulingproblemen. Dit probleem induceert ook de voornaamste kost. Voorbeelden van voorbehandelingen zijn sedimentatie, coagulatieflocculatie, flotatie of granulaire filtratie (Peters, 2010; Ravazzini, et al., 2005; Zheng, et al., 2012). Op basis van poriëngrootte kan de opdeling gemaakt worden in micro-, ultra-, nanofiltratie en omgekeerde osmose. Verder bestaat ook een membraanbioreactor waarbij membranen gebruikt worden als nabehandeling (Peters, 2010; Ravazzini, et al., 2005) Microfiltratie Van de besproken types membranen scheidt een microfiltratiemembraan de minst fijne deeltjes af, zoals zwevende stoffen (Emis Vito, 2015). Lee, et al. (2000) voerde een studie uit met microfiltratie op huishoudelijk afvalwater, dat als voorbehandeling een coagulatie/flocculatiestap had ondergaan. De resultaten van deze studie worden weergegeven in Tabel 11. De verwijderingsrendementen bleken het hoogst wanneer tijdens de voorbehandeling lading-neutralisatie plaatsvindt (Lee, et al., 2000). 57

58 Tabel 11: Verwijderingsefficiënties MF met voorbehandeling coagulatie (Lee, et al., 2000) Verwijdering (%) MF zonder coagulatie Coagulatie+MF (10 mg/ alum, ph 5, ladingneutralisatie) Turbiditeit UV TOC Coagulatie+MF (30 mg/l alum, ph 7,5, sweep-flocculatie) Ultrafiltratie UF zorgt voor een volledige barrière voor deeltjes waardoor geen ZS in het permeaat terug te vinden zijn, opgeloste componenten worden wel doorgelaten. Directe ultramembraanfiltratie werd uitgevoerd in batchexperimenten in een studie van Ravazzini, et al. (2005). De turbiditeit daalde tot <1 NTU (99,8 %). Verder was de COD-verwijdering (37 %) middelmatig en de nutriëntenverwijdering (TN: 10 en TP: 19 %) ondermaats. De middelmatige COD-verwijdering kan verbeterd worden met behulp van een voorbehandeling. Deze bijkomende COD-verwijdering (biopolymeren) zal voor een afname van de hydraulische weerstand van de membranen zorgen, waardoor de filtreerbaarheid verhoogt. De resultaten worden samengevat in Tabel 12 (Abdessemed & Nezzal, 2002; Konieczny, et al., 2006; Ravazzini, et al., 2005; Zheng, et al., 2012). 58

59 Tabel 12: Verwijderingsefficiëntie UF, Coagulatie-sedimentatie+UF, In-line coagulatie+uf (Abdessemed & Nezzal, 2002; Konieczny, et al., 2006; Ravazzini, et al., 2005) Verwijdering (%) UF, geen VB 4 Coagulatiesedimentatie+UF In-line coagulatie+uf FeCl 3 Al 2(SO 4) 3 FeCl 3 Al 2(SO 4) 3 FeCl 3 COD Turbiditeit UV Coagulatie+ PAC+UF Ook dient opgemerkt te worden dat de toegevoegde metaalionen efficiënt verwijderd worden (Coagulatie-sedimentatie+UF: 87 %; In-line coagulatie+uf: %) (Konieczny, et al., 2006). Het permeaat is rijk aan nutriënten en organisch materiaal en vrij van pathogenen, waardoor het een alternatief voor dure kunstmatige meststoffen kan betekenen. Bij gebruik voor irrigatie daalt tevens de consumptie van water uit andere bronnen (Ravazzini, et al., 2005). Ook hier is de kostprijs afhankelijk van de grootte van de installatie. De gemiddelde kost voor een installatie voor één huishouden bedraagt (2016) en voor een kleine schaal toepassing voor personen bedraagt (2016) (Varbanets, et al., 2009) Nanofiltratie Naast de verwijdering van turbiditeit, organisch materiaal, nutriënten en pathogenen gaat nanofiltratie nog een stapje verder met de verwijdering van anorganisch materiaal. De meeste NF membranen zijn effectief in het verwijderen van bivalente ionen. Hierdoor kan drinkbaar water geproduceerd worden, wat hergebruikt kan worden bij decentrale toepassingen (Varbanets, et al., 2009). Op laboschool voerde van Voorthuizen, et al. (2005) een studie uit met verschillende commercieel beschikbare NF membranen als stand-alone 4 VB = voorbehandeling 59

60 om nutriënten, NH + 4 en PO 3-4, te verwijderen/terug te winnen uit anaeroob behandeld zwart water. Het achterliggende doel was om drinkbaar water te produceren dat rechtstreeks hergebruikt kan worden. Hierbij werden + verwijderingsefficiënties van en % voor respectievelijk NH 4 en PO 3-4 bekomen (van Voorthuizen, et al., 2005). In Westerse landen is de productie van zwart water gemiddeld per persoon per jaar gelijk aan 14 m 3 (Zeeman & Sanders, 2001). Wanneer aangenomen wordt dat zwart water ongeveer 200 mg/l NH + 4 en 50 mg/l 3- PO 4 bevat, is er potentieel 2,72 kg NH en 0,63 kg PO 4 aanwezig. Hiervan kan tot 2,58 kg NH + 4 en 0,62 kg PO 3-4 gewonnen worden Omgekeerde osmose Omgekeerde osmose (RO) membranen gaan nog een stapje verder dan NF membranen: naast bivalente ionen kunnen hierbij ook monovalente ionen verwijderd worden. Een veel gebruikte toepassing is dan ook ontzouten van zeewater(varbanets, et al., 2009). Naast ontzouten biedt RO ook een mogelijkheid voor de verwijdering van nitraten uit afvalwater. In Zuid-Afrika zorgen stikstofbronnen in de bodem voor verhoogde concentraties aan nitraten in opgepompt drinkwater. Schoeman (2009) maakte op kleine schaal gebruik van RO membranen voor de verwijdering van NO - 3, opdat een nabijgelegen ziekenhuis over - drinkbaar water zou beschikken (250 l/d). Voor NO 3 werden verwijderingsefficiënties van % behaald. Deze verwijdering kan gecorreleerd worden aan de verwijdering van conductiviteit van %. Bij deze opstelling werd drinkbaar water van hoge kwaliteit verkregen, ook zorgt het membraan voor een goede barrière voor bacteriële contaminatie. Wel werd nog een hoog heterotroof kiemgetal 5 teruggevonden, wat om verdere desinfectie vraagt (Schoeman, 2009). Op laboschool voerde van Voorthuizen, et al. (2005) een studie uit met verschillende commercieel beschikbare RO membranen als stand-alone om nutriënten, NH + 4 en PO 3-4, te verwijderen/terug te winnen uit anaeroob behandeld zwart water. Om praktische problemen zoals fouling te vermijden, werden hiervoor enkel vlakke plaat membranen toegepast. Het 5 Heterotrofe kiemgetal (HPC) verwijst naar de ontwikkeling van levensvatbare bacteriën die natuurlijk in water bestaan. 60

61 achterliggende doel was om drinkbaar water te produceren dat rechtstreeks hergebruikt kan worden. Hierbij werden verwijderingsefficiënties van en 98 % voor respectievelijk NH 4 + en PO 4 3- bekomen (van Voorthuizen, et al., 2005). Voor de kostprijs kan een investeringskost van 500 en een werkingskost van 0,22/m 3 afvalwater beschouwd worden (Schoeman, 2009) Membraanbioreactor De combinatie van de membraantechnologie en biologische zuivering wordt de membraanbioreactor genoemd. Het compact systeem bevat het actief slibproces, waarbij de biodegradeerbare vervuiling verwijderd wordt, gevolgd door meestal een ondergedompelde MF of UF, die voor de scheiding van vast en vloeibaar zorgt met bijkomende desinfectie. Membraanbioreactoren (MBR) winnen steeds meer populariteit in de decentrale waterzuivering, waarbij de plaats beperkt is en hergebruik gewenst is. Een opmerking hierbij, is dat vandaag veelal het effluent van hoge kwaliteit geloosd wordt zonder hergebruik. Op dit vlak is een grote verbetering mogelijk. Het compact en robuust systeem bevat het actief slibproces waarbij de biodegradeerbare vervuiling verwijderd wordt, gevolgd door meestal een ondergedompelde MF of UF die voor de scheiding van vast en vloeibaar zorgt met bijkomende desinfectie. Omwille van de desinfectie wordt de noodzaak aan chlorinatie of AOP-technieken verminderd (Melin, et al., 2006; Merz, et al., 2007). Bij zowel een studie van Liberman, et al. (2016) als van Merz, et al. (2007) werd op respectievelijk piloot en labo-schaal grijs water (hoofdzakelijk afvalwater van douches) van sport- en recreatieverenigingen gezuiverd met een MBR. Bij Merz, et al. (2007) bedroegen de BOD/CODverhoudingen steeds tussen de 50 en 91 %, wat wijst op een zeer hoge biologische afbreekbaarheid. Hierdoor werden hoge verwijderingsefficiënties voor COD en BOD bekomen van respectievelijk 85 en 94 %. De nutriëntenverwijdering ligt lager. Voor stikstofverwijdering + worden voor TKN en NH 4 respectievelijk 63 en 72 % bekomen. Fosforverwijdering is zeer beperkt met verwijderingsefficiënties voor TP en 3- PO 4 van respectievelijk 19 en 4 %. Liberman, et al. (2016) noteerde gelijkaardige resultaten, uitgezonderd voor COD en NH + 4 werden betere resultaten bekomen. De bekomen verwijderingsefficiënties waren hier: 61

62 COD: %; BOD: %; NH 4 + : %; PO 4 3- : % (Liberman, et al., 2016; Merz, et al., 2007). De behandeling van grijs water werd eerder al bewezen, vermits hiervan een grote productie bestaat en het een lage vervuilingsgraad bezit waardoor de behandeling makkelijker is. Atasoy, et al. (2007) voerde een innovatieve studie uit waarbij het huishoudelijk afvalwater gescheiden werd in grijs en zwart water en vervolgens apart behandeld werd. De twee stromen werden in afzonderlijke tanks gebracht waar de voorbezinking plaatsvond. Hier vertrokken de stromen naar afzonderlijke MBR s. Zowel voor grijs als zwart water werden bevredigende resultaten bekomen ( 62

63 Tabel 13). Wel waren de effluentconcentraties voor stikstof (TN: 19; NH 4 + : 11 en NO x : 8 mg/l) bij het zwart water nog aan de hoge kant (Atasoy, et al., 2007). 63

64 Tabel 13: Enkele voorbeelden van verwijderingsefficiënties met een MBR (Atasoy, et al., 2007; Liberman, et al., 2016; Merz, et al., 2007) Verwijdering (%) Grijs water (Merz, et al., 2007) Grijs water (Liberman, et al., 2016) Grijs (Atasoy, al., 2007) water COD BOD >95 98 TKN 63 TN NH 4 + TP 19 PO et Zwart water (Atasoy, et al., 2007) Wanneer gekeken wordt naar decentrale behandeling van afvalwater van restaurants scoort een MBR opvallend goed. Yang, et al. (2012) voerde een studie uit op twee identieke MBR s (MBR-A en MBR-B) die parallel geplaatst werden, waarbij twee afzonderlijke gesimuleerde afvalwaterstromen werden behandeld. Bij MBR-A werd een olieconcentratie van 5 mg/l en bij MBR-B van 100 mg/l toegevoegd. Voor beide afvalwaterstromen, MBR-A en MBR-B, werden hoge verwijderingsefficiënties voor COD bekomen van respectievelijk 98,3 en 99,1 %. Dit wijst erop dat olie geen significante invloed heeft op de degradeerbaarheid van OM in het aerobe biologisch systeem. In een conventioneel actief slibsysteem daarentegen, zou een olieconcentratie van 100 mg/l wel problemen geven. Deze hoge COD-verwijdering uit het onderzoek van Yang, et al. (2012) is enerzijds te danken aan de biologische zuivering en anderzijds aan de verwijdering van het membraan. Hierbij speelde de biologische zuivering de dominante rol met respectievelijke verwijderingen van 93,1 en 97,7 %. De membraanverwijdering was goed voor 5,3 en 1,3 %(Yang, et al., 2012). Een bijkomende opmerking die gemaakt dient te worden is het voornaamste probleem bij membranen, namelijk membraanfouling. Veelal zijn membranen vervaardigd uit hydrofobe materialen, tevens zijn olie en vetten ook hydrofoob, wat aankoeking impliceert. Het behandelen van de 64

65 hydrofobe membranen met hydrofiele oppervlakteactieve middelen kan een oplossing betekenen. Bij dit verschijnsel hebben detergenten, aanwezig in restaurantafvalwater, een positief effect op de werking van membraanfiltratie o.w.v. hun hydrofiel karakter(yang, et al., 2012). Bij dit systeem worden de reeds hoge investerings- en werkingskosten van membraantechnologie bijkomend de hoogte ingejaagd door de benodigde energie voor biologische oxidatie en membraanbeluchting (Atasoy, et al., 2007; Merz, et al., 2007). 65

66 4. Polishing met oog op lozen Desinfectie met chloor, granulaire filtratie, membraanfiltratie zijn al lang bestaande technieken. Maar door een toenemende bezorgdheid om het milieu werden oxidatieprocessen ontwikkeld die het milieu moeten beschermen tegen de aanwezigheid van moeilijke afbreekbare chemicaliën in het afvalwater, zoals aromaten, pesticiden, drugs, farmaceutische en verzorgingsproducten (PPCP s) en hormoonverstorende stoffen (EDC s). Die processen berusten op een complete oxidatie door de vorming van hydroxyl radicalen (OH* en HO 2 *), die dankzij hun grote oxidatievermogen (oxidatiepotentiaal van 2,33 V) de meeste complexe chemicaliën kunnen oxideren. Dit is voordeliger dan slechts een fasetransfer via de conventionele adsorptie, absorptie of striptechnieken. Tevens worden geen/nauwelijks schadelijke bijproducten gevormd (i.t.t. desinfectie met chloor). Verder bestaan geavanceerde oxidatieprocessen - gekend als Advanced Oxidation Processes (AOP) - waarbij, door combinatie van oxidatieprocessen, een gecombineerde kracht ontstaat zodat meer hydroxyl radicalen vrijkomen en dus ook het oxidatievermogen vergroot wordt (Chong, et al., 2012; Gogate & Pandit, 2004; Oh, et al., 2015). Steeds meer wordt waterhergebruik aangemoedigd. Hiervoor kunnen AOP een geschikte uitweg bieden om de hoge waterkwaliteitsnormen te halen wanneer het afvalwater sterk verontreinigd is met onafbreekbare componenten (Chong, et al., 2012). Tot op heden werden oxidatieprocessen nog niet uitgevoerd bij decentrale afvalwaterzuivering (Chong, et al., 2012), dit beklemtoont dan ook het innovatieve karakter van dit project. De verschillende desinfectiemogelijkheden worden beoordeeld op vlak van kostprijs en milieuvriendelijkheid (Tabel 14). 66

67 Tabel 14: Beoordeling desinfectiemogelijkheden op vlak van kost en milieuvriendelijkheid (-, slecht; +, goed) Kost Milieuvriendelijk Filtratie - + Chloor + - H 2 O Fenton s reagent + - Ozon - + UV-straling - + Ultrasound - + Fotokatalytische oxidatie Chloor March, et al. (2004) bestudeerde een case waarbij desinfectie van E. coli verontreinigd grijs water plaatsvond met oog op hergebruik voor het spoelen van toiletten. De behandeling bestond uit filtratie en sedimentatie, gevolgd door desinfectie met hypochloriet. Bij regelmatige opvolging werden geen colibacteriën in de stalen teruggevonden zolang de chloorconcentratie groter bleef dan 1,0 mg/l (verwijdering van 100 %) (March, et al., 2004). De behandeling heeft een lage kostprijs. De investeringskost, waarbij de injectiepomp en de desinfectietank in rekening worden gebracht, bedraagt 170 (2016). De onderhouds- en werkingskost is afhankelijk van de werkuren en bedraagt 6/h (2016) (excl. elektriciteit) (March, et al., 2004; Ronen, et al., 2010). Het gebruik van chloor heeft echter heel wat nadelen. Wanneer er een grote aanwezigheid van organisch materiaal en zwevende stoffen in het afvalwater bestaat, zal chloor deze oxideren en er zich vervolgens aan vastbinden. Dit resulteert in de vorming van bijproducten, zoals chlooramines, trihalomethanen en acetaat, die zowel voor het milieu als 67

68 voor de mens toxisch zijn. Om hierbij nog steeds een efficiënte desinfectie te verkrijgen zal de toe te voegen chloordosis sterk moeten stijgen (March, et al., 2004; Ronen, et al., 2010; Santos, et al., 2012) Waterstofperoxide (H 2 O 2 ) Om de nadelen van chloor te vermijden, kan waterstofperoxide gebruikt worden. H 2 O 2 is milieuvriendelijker vermits geen toxische bijproducten geproduceerd worden. Verder bezit H 2 O 2 een tragere afbraak dan chloor (March, et al., 2004; Ronen, et al., 2010). Waterstofperoxide kan autonoom gebruikt worden i.p.v. een biologische of fysische behandeling voor de verwijdering van BOD, COD en geur of als nabehandeling voor een bijkomende desinfectie (Ksibi, 2006; Teh, et al., 2015). Het experiment van Ksibi (2006) test het gebruik van H 2 O 2 voor desinfectie en geurverwijdering met als doel hergebruik van het effluent in de landbouw. Het organisch materiaal wordt gemakkelijk geoxideerd, waardoor de verwijdering van COD zeer efficiënt (met een verwijdering van 86 %) verloopt. Wanneer zowel de reactietijd als de dosering stijgt, zal de COD-verwijdering ook stijgen, waarbij een afweging moet gemaakt worden tussen kost en de povere bijkomende verwijdering bij hogere doseringen (Ksibi, 2006; Teh, et al., 2015). Bij de behandeling werd een stijging van de BOD/COD-verhouding gezien met 36 % en een hoge inactivatie van bacteriën(ksibi, 2006). De toepassing van H 2 O 2 biedt ook een oplossing voor onaangename geuren door de oxidatie van sulfides (S 2- ) en sulfieten (SO 3 2- ) ter vorming van sulfaationen (SO 4 2- )(Ksibi, 2006). De activiteit van H 2 O 2 kan verhoogd worden bij toevoeging van bepaalde metalen, zoals ijzer (fenton s reagent), UV-licht of ozon (AOP). Hierdoor versnellen de reacties ter vorming van hydroxyl radicalen, welke een heel efficiënte oxidator is(ronen, et al., 2010). Recent werd een nieuwe stabielere vorm van H 2 O 2 ontwikkeld, Hydrogen Peroxide Plus (HPP). Omwille van zijn grotere stabiliteit is het veiliger in gebruik. Qua desinfectie is deze vorm actiever dan alleen H 2 O 2, waardoor lagere hoeveelheden en een kortere contacttijd nodig zijn (Ronen, et al., 2010). 68

69 4.3. Fenton s reagent Bij afvalwater dat moeilijk te behandelen is op een fysico-chemische of biologische manier - omwille van de aanwezigheid van micro-organismen, zware metalen, toxische chemicaliën en radioactieve elementen - komt de zuivering met het fenton s reagent in aanmerking. Het fenton s reagent oxideert zowel organische als anorganische vervuilingen. Deze oxidatie met radicalen zorgt voor een verhoging van de BOD/COD-verhouding, wat wijst op een verbetering van de biodegradeerbaarheid (influent: 0,226; effluent: 0,618 (Al-Harbawi, et al., 2013)). Ook kan het fenton s reagent instaan voor de inactivatie van bacteriën (Al-Harbawi, et al., 2013; Ksibi, 2006). De belangrijkste voordelen in vergelijking met andere AOP zijn de korte reactietijd, geen energie nodig als katalysator, makkelijke werking en controleerbaarheid van het proces. Verder is het gebruik van H 2 O 2 en Fe 2+ goedkoop en niet giftig. Een nadeel daarentegen is de grote slibproductie (Al-Harbawi, et al., 2013). Bij het gebruik moet zorgvuldig omgesprongen worden met het instellen van de juiste ph, de reactietijd en de H 2 O 2 /Fe 2+ -verhouding. De optimale ph is 3, hierbij zijn H 2 O 2 en Fe 2+ stabieler waardoor een beter redoxsysteem opgezet kan worden, wat zorgt voor de zuivering. Een correcte dosering is belangrijk, vermits een overmaat aan H 2 O 2 de reactiesnelheid zal doen dalen. Naast deze beïnvloeding op de efficiëntie bepaalt de dosering ook de werkingskost. Bij een pilootproef, uitgevoerd door Al-Harbawi, et al. (2013), met het afvalwater van een ziekenhuis werden de parameters optimaal ingesteld waardoor hoge verwijderingsefficiënties bekomen werden (Tabel 15) (Al-Harbawi, et al., 2013; Ksibi, 2006; Kuo, 1992). 69

70 Tabel 15: Behaalde verwijderingsefficiënties in een pilootproef met ziekenhuisafvalwater (Al-Harbawi, et al., 2013) COD 92,46 BOD 79,33 ZS 92,47 NO 3 - PO 4 3- Verwijdering (%) 81,45 100,00 Turbiditeit 98,29 Voor de inactivatie van bacteriën wordt een zelfde hoge verwijdering (3 log-verwijdering) gezien als bij het gebruik van enkel H 2 O 2. Fe 2+ heeft hierbij immers geen invloed(ksibi, 2006). De initiële oxidatie bij een lage ph (3) kan gevolgd worden door coagulatie bij hoge ph (7-8). Hierbij zal Fe 2+ worden omgezet tot Fe 3+, wat zal resulteren in de vorming van complexen. H 2 O 2 is bij hoge ph onstabiel en zal ontbinden tot O 2 en H 2 O waardoor zijn oxidatiemogelijkheden verloren gaan (Al-Harbawi, et al., 2013) Ozon Boluarte, et al. (2016) testte op laboschaal ozonisatie als nabehandeling op het coagulatieproces met PACl. Het doel van deze studie was om het afvalwater van een carwash opnieuw te gebruiken na zuivering. Tijdens dit labo-experiment werd de effectiviteit van ozonisatie bewezen voor het verwijderen van zowel chemische componenten als zwevende stoffen. Dit kan visueel waargenomen worden in Fig. 18. In Tabel 16 worden de bekomen verwijderingsefficiënties weergegeven(boluarte, et al., 2016). 70

71 Fig. 18: Verwijdering van kleur door coagulatie-flocculatie en ozonisatie. 1.afvalwater carwash (links); 2.afvalwater carwash na coagulatieflocculatie-sedimentatie (middel); 3.afvalwater carwash na coagulatieflocculatie-sedimentatie gevolgd door ozonisatie (rechts) (Boluarte, et al., 2016) Tabel 16: Verwijderingsefficiënties na coagulatie-flocculatie met PACl en na coagulatie-flocculatie gevolgd door ozonisatie (Boluarte, et al., 2016) Verwijdering(%) PACl PACl + Ozon ZS 99,77 99,79 Turbiditeit 99,55 99,63 COD 65,36 67,44 TN 88,75 77,92 TP 98,40 98,40 Naast de conventionele methode, waarbij ozon toegevoegd wordt in de tank met het effluent waardoor contact mogelijk is gedurende een bepaalde periode, kan ook de in-line ozon-injectie toegepast worden. Voor dit systeem is geen extra tank nodig wat een kost minder betekent (Oh, et al., 2015). Belangrijk bij deze alternatieve methode is het aanwezige debiet waartoe ozon wordt geïnjecteerd. Oh, et al. (2015) voerde op pilootschaal een studie uit naar de bacteriële verwijdering van voorbehandeld huishoudelijk afvalwater met multi-mediumfilters (zand- en GAC-filter). Hierbij werd gezien dat een significante verwijdering van E. coli van 60 % plaatsvond bij 71

72 een debiet van 10 L/min. Wanneer het debiet steeg, daalde de efficiëntie o.w.v. een kortere contacttijd met ozon. Bij een stijging van het debiet naar 15 L/min was de desinfectie niet meer effectief, vermits de bacteriën uitgespoeld werden. Een volledige desinfectie werd bekomen door recirculatie langs de ozoninjector. Tevens kan recirculatie plotselinge pieken aan bacteriën beter verwerken (Oh, et al., 2015) UV-straling Het grootste nadeel bij UV-straling is de interferentie door OM, turbiditeit en opgeloste componenten die voor een efficiëntievermindering van de microbiële inactivatie zorgen. Hierdoor is een voorbehandeling noodzakelijk zoals bijvoorbeeld een filtratie-eenheid (Naddeo, et al., 2013; Santos, et al., 2012). Zo ontwikkelde Naddeo, et al. (2013) een innovatief decentraal systeem voor de opvang van regenwater van daken, gevolgd door een behandeling tot drinkbaar water. Dit experimenteel systeem bestond uit filtratie met GAK, gevolgd door UV-desinfectie, ook wel het FAD-systeem genoemd (Filtration Adsorption Disinfection). Er worden testen uitgevoerd met en zonder UV-desinfectie opdat de efficiëntie van UV bepaald kan worden (Tabel 17). Turbiditeit en OM worden hoofdzakelijk door GAK verwijderd, bacteriën worden hoofdzakelijk door UV-straling verwijderd (Naddeo, et al., 2013). Tabel 17: Verwijderingsefficiënties FAD-systeem (Naddeo, et al., 2013) Verwijdering (%) GAK UV GAK+UV Turbiditeit 91,77 80,28 98,38 COD 22,76 35,41 50,10 TOC 28,13 20,92 43,16 UV 254 nm 30,23 13,33 39,53 E. coli 67,07 100,00 100,00 Totale colibacteriën 59,87 100,00 100,00 Verder is de levensduur van UV-lampen beperkt waardoor een periodieke vervanging nodig is. Wanneer de lampen ondergedompeld zijn in het 72

73 afvalwater zullen deze regelmatig gekuist moeten worden (Naddeo, et al., 2013). 73

74 4.6. Ultrasoon geluid Ultrasoon geluid kan voor een efficiënte verwijdering van moeilijk afbreekbaar organisch materiaal en bacteriën zorgen. Naast de geluidsgolven met hoge frequenties die voor mechanische breking zorgen, worden ook cavitatiebellen gevormd, die tevens bij het inklappen golven met een grote kracht creëren. Vermits bij een hogere frequentie de golven sneller op elkaar volgen, kan een hogere BOD-verwijdering bekomen worden. Zo noteerde Kumar, et al. (2014) voor 35 khz en 130 khz respectievelijke verwijderingsefficiënties van 16,50 en 37,86 % voor afvalwater afkomstig van de papierindustrie. Wanneer gekeken werd naar de verwijdering van bacteriekolonies viel op dat bij een kortere sonicatie een betere verwijdering plaatsvond bij een lagere frequentie (5s: 35 khz: 28,79 en 130 khz: 14,89 %). Dit is verklaarbaar doordat bij een hogere frequentie slechts kleine cavitatiebellen gevormd werden, die dan ook bij het inklappen slechts kleine krachten teweegbrachten. Wanneer de duur van sonicatie verlengd werd, steeg de verwijdering sterk, dit doordat nu ook de celwanden gebroken werden. Bacteriën met een dunne celwand (colibacteriën) zijn vanzelfsprekend vatbaarder dan diegene met een dikke celwand (streptococci) (Tabel 18) (Kumar, et al., 2014). Tabel 18: Verwijderingsefficiënties bij twee frequenties en verschillende duur van sonicatie voor afvalwater van de papierindustrie (Kumar, et al., 2014) Frequentie (khz) Tijd (s) Verwijdering (%) , , , , , , , ,54 74

75 Veelal wordt ultrasoon geluid (US) als AOP gebruikt in combinatie met ozon (O 3 ), fenton s reagent of UV-straling. Dit vermits US een niet energiezuinige methode is. Om een volledige verwijdering van faecale colibacteriën te bekomen is een langdurige sonicatie nodig waardoor de energiekost hoog kan oplopen: tot 500x de energieconsumptie bij UVstraling concludeerde Blume & Neis (2004). Hierdoor is US een geschikte techniek om de partikelgrootte van de deeltjes aanwezig in het afvalwater sterk te verminderen, wat een ander volgend oxidatieproces zal vergemakkelijken. Zo kunnen ZS bijvoorbeeld bescherming bieden voor bacteriën (Blume & Neis, 2004) Fotocatalytische oxidatie De hydroxyl radicaalvorming gebeurt bij fotocatalytische oxidatie op het vast-vloeibaaroppervlak van de halfgeleiderpartikeltjes. Voorbeelden van halfgeleider-katalysatoren die gebruikt worden zijn TiO 2, ZnO, Fe 2 O 3, CdS, GaP en ZnS. Deze kunnen veel verschillende moeilijk afbreekbare moleculen omzetten in snel biodegradeerbare componenten. TiO 2 is de meest actieve fotokatalysator bij een straling met een golflengte van 300 tot 390 nm. In tegenstelling tot andere katalysatoren blijft TiO 2 stabiel na reactie, CdS en GaP vormen immers toxische producten (Chong, et al., 2010; Chong, et al., 2012). In tegenstelling tot andere oxidatieprocessen is er hier geen sprake van consumptie van chemicaliën. De fotokatalysatoren worden bestraald met UV-licht of met zonlicht. De nanodeeltjes kunnen na afscheiding opnieuw gebruikt worden (Gulyas, et al., 2009). Als tertiaire behandeling van natuurlijk gezuiverd afvalwater (lagoon) werden verschillende experimenten uitgetest door Araña, et al. (2002). Het effluent werd telkens gedurende twee uren in een reactor met continue roering behandeld met zonlicht, TiO 2, PAK 6 -TiO 2 of PAK en vervolgens door ofwel lucht ofwel een combinatie van lucht en ozon doorborreld gedurende 48 uren om de bacteriële terugkeer te vermijden (Tabel 19). 6 PAK = Poeder actieve kool; PAC = Powdered activated carbon 75

76 Totale colibacteriën (TC) werden bij het gebruik van zonlicht goed verwijderd met 99,99 %. Maar bij de doorborreling werd een bacteriële terugkeer opgemerkt waardoor verwijderingsefficiënties van 97,67 en 99,87 % genoteerd werden voor respectievelijk luchtdoorborreling en luchten ozondoorborreling. De stalen waarbij TiO 2 (TiO 2 en PAK-TiO 2 ) werd toegevoegd kenden een veel lagere bacteriële terugkeer. Met een snellere verwijdering van TC bij PAK-TiO 2 (1u) t.o.v. bij TiO 2 (2u). Bij doorborreling met lucht en ozon werd hiervoor een volledige verwijdering zonder terugkeer bekomen. Met PAK kon een bijna volledige desinfectie bekomen worden (Araña, et al., 2002). Tabel 19: Verwijderingsefficiënties: behandeling met zonlicht, TiO 2, PAK- TiO 2 of PAK gedurende 2 uren en vervolgens doorborreld door lucht of lucht en ozon gedurende 48 uren (Araña, et al., 2002) % Luchtdoorborreling Zonlicht TiO 2 TiO 2 PAK Lucht- en ozondoorborreling Zonlic ht TiO 2 PAK- PAK- TiO 2 PAK EC 7 1,78 6,76 28,1 5,34 3,91 11,03 29,9-12,8 TOC 0,00 25,2 67,8 52,7-0,13-0,13 57,4 30,4 COD 1,08 41,9 63,6 12,0 1,06 11,4 40,0 28,1 PO 4 3- NO ,10 71,3 74,5-0,97 5,61 59,4 63,1 47, ,0 10,5 10,5-10,5 21,1 TC 97,7 72,0 84,0 87,3 99, Qua algemene kost kan gesteld worden dat deze techniek de duurste is onder de mogelijkheden voor tertiaire zuivering. Ook moet rekening gehouden worden met enkele werkings- en onderhoudskosten zoals het gebruik van TiO 2 -partikels, de vervanging van onderdelen van het UVsysteem, de houder van het uitwisselingsoppervlak en een nabehandeling voor de afscheiding van de partikeltjes. Ook is een aanzienlijke hoeveelheid energie nodig die geschat wordt op 7,09 kwh/m 3 (Chong, et al., 2012). 7 EC = Electroconductivity; Elektroconductiviteit 76

77 5. Nutriënten- en energieterugwinning 5.1. Struviet (MAP) Fosfor is een essentieel element bij alle levende organismen, fosfaat is namelijk een component die voorkomt in DNA, RNA en ATP. Ook is fosfor het op tien na meest aanwezige element in de bodem. Het wordt intensief ontgonnen voor gebruik als meststof of in de industrie. Slechts op enkele plaatsen is het element toegankelijk, waarbij het daarenboven ook een voldoende kwaliteit heeft voor gebruik, nl. in China (37%), Marokko (32%), Zuid-Afrika (8%), Verenigde Staten (7%), Jordanië (5%), Brazilië (1%), Rusland (1%) en Israël (1%). (Hermann, 2009). Fosfor is een eindige bron waardoor extractie- en proceskosten op termijn hoog zullen oplopen. Het is dus een uitdaging om in de toekomst zoveel mogelijk fosfor te hergebruiken, vermits er geen alternatief bestaat voor levende organismen en in de landbouw. Dit is onder andere mogelijk onder de vorm van struviet (MgNH 4 PO 4.6H 2 O) (Antonini, et al., 2011). Struviet kan gevormd worden uit verschillende afvalstromen uit verschillende sectoren. Hierbij wordt gedacht aan afvalstromen van landbouwbedrijven (bvb. runderen, varkens, kippen), slachthuizen, looierijen, textielindustrie, voedingsindustrie (bvb. aardappelverwerking) en rioolwaterzuiveringsinstallaties (Doyle & Parsons, 2002; Kataki, et al., 2016). Wanneer fosfor herwonnen wordt is het chemisch neerslaan van struviet wereldwijd de meest gebruikte methode. Alternatieve technieken gebaseerd op elektrochemie en ionenuitwisseling werden reeds uitgetest, maar vereisen speciale apparatuur zoals een elektrische cel of ionenuitwisselend hars (Kataki, et al., 2016). Toch wordt struvietkristallisatie niet veel toegepast, hoewel het een veelbelovende methode is om hergebruik mogelijk te maken. Vandaag bestaan slechts enkele full scale installaties in de hele wereld. Dit heeft 77

78 veelal te maken met de controle die nodig is van verschillende parameters: oververzadiging, ph, temperatuur en de aanwezige ionenconcentraties (Guadie, et al., 2014). Een bottleneck is ook het vinden van een markt voor struviet (fosfaat uit rotsfosfaat is veel goedkoper), de regelgeving en de toelating om struviet te verkopen Chemisch neerslaan Het winnen van struviet door chemische precipitatie gebeurt meestal door toevoeging van een externe Mg-bron aan de afvalwaterstroom. Dikwijls is ook een ph-correctie nodig. Wanneer de reactie een evenwicht bereikt heeft, zal een bijkomende toevoeging van een Mg-bron en/of een stijging van ph slechts nauwelijks invloed hebben (Bowers & Westerman, 2005). De struvietvorming wordt opgevolgd door het meten van de concentraties van totale fosfor (TP) en orthofosfaat (PO 4 -P). De vorming van struviet gebeurt volgens volgende reactievergelijking. (Kataki, et al., 2016). MMMM 2+ + NNNN HH nn PPPP 4 nn 3 + 6HH 2 OO MMMMMMMM 4 PPPP 4. 6HH 2 OO + nnnn + vgl 3 ((Guadie, et al., 2014) Als Mg-bron wordt vandaag vaak MgCl 2, MgSO 4 en MgO gebruikt. Maar omwille van de kostprijs wordt steeds meer aan alternatieve hernieuwbare Mg-bronnen gedacht zoals bittern 8, zeewater, houtas en hergebruik van struviet (Kataki, et al., 2016). De optimale ph-waarden liggen tussen 8 en 10. Struviet is oplosbaar bij een ph lager dan 7,5. Wanneer de ph stijgt wordt struviet kristallisatie geïnduceerd. Om deze basische omstandigheden te verkrijgen kan NaOH, MgO, KOH, NH 3 toegevoegd worden of d.m.v. beluchting kan CO 2 gestript worden. Hierbij is NaOH het meest efficiënt (Doyle & Parsons, 2002; Guadie, et al., 2014; Kataki, et al., 2016). Voor het chemisch neerslaan van struviet kunnen verschillende reactoren gebruikt worden (Fig. 19): een batchreactor met mechanische roering (Kataki, et al., 2016), een batchreactor opgebouwd uit twee zones, nl. de 8 Bittern: een geconcentreerde oplossing van verschillende zouten na kristallisatie van zout uit zeewater. 78

79 reactiezone (bovenaan) en sedimentatiezone (onderaan) (Pastor, et al., 2008), en een wervelend reactorbed met een conische vorm. (Bowers & Westerman, 2005). Fig. 19: (a) Batchreactor met mechanische roering (Kataki, et al., 2016); (b) Batchreactor bestaande uit twee zones (Liu, et al., 2008); (c) Wervelend reactorbed (Bowers & Westerman, 2005) Bij struvietvorming kan gesproken worden van end-of-pipe oplossingen. Een andere innovatieve visie is het gescheiden verzamelen van de verschillende afvalwaterstromen bij de bron, om deze individueel te behandelen. Ook wel de No Mix technologie genoemd. Denk hierbij bijvoorbeeld aan het collecteren van menselijke urine (geel water) (Antonini, et al., 2011). In Tabel 20 worden resultaten van experimenten uitgevoerd door Antonini, et al. (2011); Bowers & Westerman (2005); Guadie, et al. (2014); Pastor, et al. (2008) en Suzuki, et al. (2007) weergegeven. Uit deze tabel volgt, dat wanneer de ph stijgt en de Mg/P-verhouding constant blijft, de struvietvorming (PO 4 -P-verwijdering) zal stijgen. Ook wanneer de ph constant blijft en de Mg/P-verhouding stijgt, stijgt de struvietvorming. Onder optimale condities: ph=9 en Mg/P=1,25, noteerde Guadie, et al. (2014) een verwijdering van PO 4 -P van 92,8 tot 97,5 % (Guadie, et al., 2014). 79

80 Omwille van de hoeveelheid chemicaliën die nodig zijn kunnen de werkingskosten snel oplopen, 2600/ton P. Dit is veel hoger dan de waarde van fosfor in struviet van ongeveer 570/ton P (2016) (Cusick, et al., 2014). Tabel 20: Verwijderingsefficiënties van PO 4 -P door chemisch neerslaan Type reactor tie phcorrec Mgbron ph Mg/P PO 4- P- verw (%) Bron End-of-pipe 8,2 0,9 39 Batchreactor met 2 zones NaOH MgCl 2 9,5 0,9 77 8,7 0,8 60 (Pastor, al., 2008) et 8,7 1,1 70 CO 2- Batchreactor met 2 (Suzuki, et strippi Bittern 8 73 zones al., 2007) ng 7,7 13 (Bowers & Wervelbedreactor NH 3 MgO Westerman, 8, ) 7,5 60 Wervelbedreactor NaOH MgCl (Guadie, et al., 2014) 9 1,25 95 No-mix Batchreactor met mechanische roering NaOH MgO 1,5 98* * voor zowel verdunde als onverdunde urine (Antonini, et al., 2011) 80

81 Elektrochemische methode Vermits bij het chemisch neerslaan van struviet veelal co-precipitatie ontstaat van bijvoorbeeld calciumcarbonaat en hydroxyapatiet (HAP) (4.2. Hydroxyapatiet), wat de zuiverheid van struviet sterk nadelig beïnvloedt, wordt gezocht naar een methode om de zuiverheid te verhogen.. Ook is het belangrijk om het chemicaliënverbuik te reduceren, vermits dit de kostprijs hoog kan doen oplopen (Cusick, et al., 2014; Wang, et al., 2010) Elektrische cel Een elektrische cel, gevuld met afvalwater met aanwezigheid van Mg 2+, NH 4 + en PO ionen, is opgebouwd uit een anode, gemaakt van een inert materiaal zoals platina of grafiet en een kathode, gemaakt van nikkel, platina of een stalen plaat (Fig. 20). Bij een labo-experiment werd dit met inert platina als anode en met nikkel als kathode uitgevoerd (Wang, et al., 2010). Bij de reductie van water die plaatsvindt aan de kathode worden hydroxideionen gevormd waardoor de ph lokaal zal stijgen. Hierdoor zijn dus geen chemicaliën nodig voor ph-correctie zoals bij chemisch neerslaan. Dit zorgt voor een snellere neerslag van struviet die zich zal afzetten in laagjes op de kathode. Aan de anode komt waterstofgas vrij. Dit waterstofgas kan eventueel gewonnen worden en gebruikt worden als energiebron voor de elektrische cel of in een andere toepassing. Dit wordt gezien in de studie van Hirooka & Ichihashi (2013) waarbij de ph van influent en effluent van de cel vergeleken wordt, deze bedragen respectievelijk 6,8 en 6,63-6,93 (Hirooka & Ichihashi, 2013; Kataki, et al., 2016; Wang, et al., 2010) Wang, et al. (2010) stelde bij het uitgevoerde labo-experiment een PO 4 -Pverwijdering van 94,5 96,1% vast. Het gewonnen struviet heeft een zuiverheid van 97,1%. Ook hier werd de negatieve impact van de aanwezigheid van Ca 2+ -ionen op struvietvorming vastgesteld (Wang, et al., 2010). 81

82 Fig. 20: Elektrische cel voor elektrochemische neerslag van struviet (Kataki, et al., 2016) Zoals eerder aangetoond door Bowers & Westerman (2005) en Guadie, et al. (2014) kunnen bij het gebruik van een wervelend reactorbed betere PO 4 -P-verwijderingsefficiënties worden behaald. Omwille van deze reden bouwde Cusick, et al. (2014) een elektrische cel bestaande uit twee concentrische cilindrische kamers. De binnenste kamer is de kathode met het wervelend bed en de buitenste kamer is de anode (Cusick, et al., 2014) Microbial fuel cell (MFC) Het grootste struikelblok bij elektrische cellen is de benodigde energie voor het aanleggen van een potentiaal. Dit kan deels opgevangen worden door gebruik van het waterstofgas dat vrijkomt bij het proces, maar dit is niet voldoende. Bij een MFC worden anaerobe micro-organismen gebruikt die aan de anode organisch materiaal zullen oxideren tot anorganisch materiaal, waardoor energie ontstaat. Deze gevormde energie, die vrijkomt onder de vorm van elektronen, kan vervolgens door het externe circuit 82

83 stromen, wat zorgt voor een potentiaalverschil tussen de anode en kathode (Cusick, et al., 2014; Kataki, et al., 2016). Bij dit systeem is de aanwezigheid van een biofilm noodzakelijk, vermits hierdoor de microbiële activiteit voor een potentiaalverschil kan zorgen. Dit zorgt voor een ph-verhoging aan de kathode wat struvietvorming induceert (Hirooka & Ichihashi, 2013). Hirooka & Ichihashi (2013) onderzocht het effect van de aanwezigheid van NH + 4 en Mg 2+ op de vorming van struviet. Wanneer zowel NH + 4 en Mg 2+ aanwezig waren in het afvalwater daalden de P-concentraties vlot (56,4%). Hierbij werd struviet (MgNH 4 PO 4.6H 2 O) gevormd. Dit in tegenstelling tot wanneer enkel NH + 4 of Mg 2+ werd toegevoegd, dan daalden de P- concentratie slechts beperkt (15,5%). Bij toevoeging van enkel Mg 2+ werden hoofdzakelijk magnesium fosfaten en magnesium hydroxiden 9 gevormd. Bij toevoeging van enkel NH + 4 werd een kleine hoeveelheid struviet gevormd met de aanwezige Mg 2+ -ionen in het afvalwater (Fig. 21) (Hirooka & Ichihashi, 2013). Fig. 21: P-concentratie in afvalwater na toevoegen van NH 4 (cirkel), Mg (driehoek), NH 4 en Mg (vierkant) (Hirooka & Ichihashi, 2013) 9 Mg3(PO 4) 2.22H 2O; MgHPO 4.3H 2O; Mg 3(PO 4) 2.5H 2O; Mg(OH) 2 83

84 5.2. Hydroxyapatiet (HAP) Bij de vorming van struviet kan als neveneffect hydroxyapatiet gevormd worden. Wanneer meer calciumionen aanwezig zijn, zal de fosforverwijdering toenemen. Maar deze verwijdering is niet volledig te wijten aan de vorming van struviet, maar eerder aan de reactie die optreedt tussen fosfor en calcium ter vorming van hydroxyapatiet. Omwille hiervan wordt de zuiverheid van struviet nadelig beïnvloed (Guadie, et al., 2014; Suzuki, et al., 2007) 3PPPP CCCC 2+ + OOOO CCCC 5 (PPPP 4 ) 3 OOOO vgl 4 (Guadie, et al., 2014) 2PPPP CCCC 2+ CCCC 3 (PPPP 4 ) 2 vgl 5 (Guadie, et al., 2014) Op deze manier werd in een studie van Guadie, et al. (2014) een PO 4 -Pverwijdering van 81% bekomen wanneer geen calcium aanwezig was (struviet), wanneer de Ca/Mg-verhouding gelijk was aan 2, werd een verwijdering van 98% vastgesteld (struviet, HAP en calciumfosfaat) (Guadie, et al., 2014). Dit wordt ook vastgesteld bij een No Mix systeem waarbij urine verdund wordt met kraantjeswater, wat voor een extra aanwezigheid van Ca2+ en Mg2+-ionen zorgt. De hoeveelheid neerslag zal hierbij stijgen. Al de aanwezige Ca2+-ionen zullen neerslaan met een PO4-P-verwijdering tot gevolg (vgl 4 en vgl 5). Zo worden verwijderingsefficiënties genoteerd van 28% voor onverdunde urine en bijna 100% voor verdunde urine. In tegenstelling tot deze verwijdering van fosfor, is de verwijdering van stikstof ter vorming van struviet verwaarloosbaar met slechts 1%. Dit is te wijten aan een te lage concentratie van Mg2+-ionen die reageren met ammonium ter vorming van struviet. Dit wordt samengevat in Fig. 22: Neerslag bij verdunde urine met kraantjeswater (Udert, et al., 2003)Fig. 22 (Udert, et al., 2003). 84

85 Fig. 22: Neerslag bij verdunde urine met kraantjeswater (Udert, et al., 2003) 5.3. Ionenuitwisseling Hierbij wordt materiaal gebruikt dat bestaat uit onoplosbare stoffen met aanwezigheid van ionen. Deze ionen zijn in staat om zichzelf uit te wisselen met andere ionen. Deze methode is dus zeer geschikt voor nutriëntenrecuperatie. 3- Zo bestaat het Rim-Nut proces (Fig. 23) waarbij de nutriënten PO 4 en + NH 4 selectief uitgewisseld worden in ionenwisselaars. Wanneer vervolgens twee geconcentreerde stromen ontstaan zijn kan na toevoeging van Mg 2+ en ph-correctie struviet gevormd worden (Kataki, et al., 2016; Liberti, et al., 2001). NH + 4 -ionen worden weerhouden op een kationenuitwisselaar, meestal zeoliet. Zeoliet heeft een poreuze structuur waarop heel wat kationen kunnen worden vastgehouden. PO 3-4 -ionen worden weerhouden door een anionenuitwisselaar. Het weerhouden van PO 3-4 -ionen loopt minder vlot, vermits in afvalwater concurrentie bestaat met sulfaten (SO 2-4 ), bicarbonaten (HCO - 3 ) en carbonaten (CO 2-3 ) (Le Corre, et al., 2009; Liberti, et al., 2001; Mullen, 2009). 85

86 Fig. 23: Rim-Nut proces (Mullen, 2009) 5.4. Riothermie In het kader van hernieuwbare energiebronnen kunnen warmtepompen, warmtewisselaars of een combinatie van beide gebruikt worden als milieuvriendelijke technologie, waarbij de thermische energie gerecupereerd wordt. Meestal worden als warmtebronnen lucht, grondenergie of water gebruikt. Vermits afvalwater ook een grote hoeveelheid thermische energie bezit, is dit ook een zeer goede kandidaat (Hepbasli, et al., 2014). Herwinning op decentraal niveau is efficiënter dan op centraal niveau. Hoe korter namelijk het tijdsinterval is tussen afvalwaterproductie en warmteherwinning, hoe warmer het afvalwater en dus hoe efficiënter de warmtepomp zal werken, wat resulteert in een hogere thermische energierecuperatie. Ongeveer 11 % van de totale energieconsumptie in een huishouden gaat naar het opwarmen van water, deze hoeveelheid energie wordt vandaag ongebruikt geloosd in de riolering. Een relevante hoeveelheid energie kan hier potentieel worden hergebruikt (Alnahhal & Spremberg, 2016; Liu, et al., 2010; Seybold & Brunk, 2013). 86

87 Zowel Alnahhal & Spremberg (2016), Liu, et al. (2010) als Seybold & Brunk (2013) ontwierpen een systeem, bestaande uit een combinatie van een warmtepomp en een warmtewisselaar (Fig. 24). Voor de initiële verwarming van het water en voor bijkomende verwarming gebruiken Alnahhal & Spremberg (2016) en Seybold & Brunk (2013) een gasboiler en Liu, et al. (2010) een zonnepaneel. Het geproduceerde grijs water wordt getransporteerd naar de warmtewisselaar waar de warmte uitgewisseld wordt met kraantjeswater. Vervolgens wordt de restwarmte nog gewonnen door de verdamper in de warmtepomp. Het reeds verwarmde kraantjeswater gaat via de condensor (warmtewinning) in de warmtepomp naar de warmteopslagtank. Hier wordt de temperatuur gecontroleerd, welke al dan niet de pomp naar het zonnepaneel of boiler inschakelt voor bijkomende verwarming (Liu, et al., 2010). 87

88 Fig. 24: Voorbeeld warmteherwinningssysteem afvalwater met het gebruik van een warmtewisselaar en een warmtepomp; (1) zonnepaneel; (2) pomp naar collector; (3) warmteopslagtank; (4) elektrische verwarmer; (5) waterpomp; (6) warmtewisselaar; (7) warmtepomp; (8) filter; (9) afvalwaterpomp; (10) mengventiel(liu, et al., 2010). Door de rijkdom aan nutriënten in het afvalwater zal op de warmtewisselaar een biofilm groeien, deze kan in rekening gebracht worden bij het ontwerp. Bij deze berekeningen wordt het warmteuitwisselingsoppervlak vermenigvuldigd met 1,5. Om de efficiëntie te garanderen moet deze biofilm regelmatig verwijderd worden (Alnahhal & Spremberg, 2016; Seybold & Brunk, 2013). Energiewinning op decentraal niveau werd bekeken door Alnahhal & Spremberg (2016) en Liu, et al. (2010). Door Alnahhal & Spremberg (2016) werd warmteherwinning in een studentenhome met 330 kamers bestudeerd. Liu, et al. (2010) bespreekt herwinning uit het afvalwater van 50 douchekoppen waar dagelijks 400 douches werden genomen (Alnahhal & Spremberg, 2016; Liu, et al., 2010). 88

89 6. Wetgeving Omwille van volksgezondheid, waterverontreiniging, de stijgende vraag naar water, verdroging, bodemerosie, bleek een aanpak van de waterproblematiek een noodzaak. Vermits deze problematiek zich niet beperkt tot de landsgrenzen was een Europese aanpak nodig. Zo ontstond door de Richtlijn 91/271/EEG van 21 mei 1991 van de Raad inzake de behandeling van stedelijk afvalwater. Deze richtlijn betreft het opvangen, de behandeling en de lozing van stedelijk afvalwater alsmede de behandeling en de lozing van afvalwater van bepaalde bedrijfstakken. Deze richtlijn heeft ten doel het milieu te beschermen tegen de nadelige gevolgen van lozingen van bovengenoemde soorten afvalwater. Daarna ontstond de Europese Kaderrichtlijn Water Richtlijn 2000/60/EG van 23 oktober Het doel was een kader vast te leggen voor de bescherming van oppervlaktewater, overgangswater, kustwateren en grondwater. Op deze manier kunnen de watervoorraden en waterkwaliteit worden veilig gesteld tegen Deze kaderrichtlijn werd in elke lidstaat omgezet waarbij de strategie vrij te kiezen is, maar wel op die manier dat het beoogde beleidsdoel behaald wordt. De Kaderrichtlijn Water 2000/60/EG bepaalt dat de Europese Commissie een lijst van prioritaire stoffen moet opstellen. Deze lijst is opgenomen in Bijlage X van de KRW. De eerste lijst van prioritaire stoffen is vastgelegd in de Beschikking 2455/2001/EG. De Europese Commissie moet de lijst regelmatig herzien. Dit is voor het eerst gebeurd in 2008 met de Dochterrichtlijn Prioritaire stoffen 2008/105/EG. (Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek (VITO) EMIS, sd). 89

90 6.1. Vlaanderen Decreet Integraal Waterbeleid Om de Europese Kaderrichtlijn Water in een wettelijk kader te gieten werd in Vlaanderen het decreet Integraal Waterbeleid van 18 juli 2003 ingevoerd. Dit decreet vormt het juridisch en organisatorisch kader voor het waterbeleid. Om de waterproblematiek in zijn totaliteit te bekijken wordt in het Integraal Waterbeleid een geografische indeling van de watersystemen gemaakt, hierbij kunnen de volgende beleidsniveaus onderscheiden worden. Vlaanderen wordt onderverdeeld in 4 stroomgebieden, welke vervolgens opgedeeld worden in bekkens, welke op hun beurt worden opgedeeld in deelbekkens, gevolgd door oppervlaktewaterlichamen (Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid, sd; Ghyselbrecht, 2010; Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek (VITO) EMIS, sd). De timing van de Kaderrichtlijn Water klinkt als volgt en hanteert het SMART-principe: S = specific; goede waterkwaliteit behalen M = measurable; overal wordt gemeten A = acceptable; de mensen zijn overtuigbaar R = realistic; de ultieme deadline is 2021/2027 T = time bound; er zijn data op geplakt Fig. 25: Timing Kaderrichtlijn Water 90

91 Om de doelstelling te behalen worden door de bevoegde organen stroomgebiedbeheerplannen (SGBP) en maatregelenprogramma s opgesteld in een zesjarige cyclus. De SGBP worden opgesteld door de Internationale riviercommissies (Internationale Scheldecommissie en Internationale Maascommissie) en de maatregelenprogramma s door de Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid. Een goed beheersplan voldoet aan volgende voorwaarden: het is concreet, heeft haalbare doelstellingen, is tijdsgebonden, is meetbaar a.h.v. meetcampagnes, gevolgd door eventuele sancties in geval van niet-naleving. Dit resulteert in de 1 ste generatie SGBP en maatregelenprogramma s. De beheerplannen bepalen welke kwaliteit de rivieren moeten behalen, de maatregelenprogramma s omschrijven op welke manier het resultaat opgelegd in het BP behaald zal worden (Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid, sd). De tweede stroomgebiedbeheerplannen voor Schelde en Maas kunnen als volgt ingedeeld worden (Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid, sd): o Beheerplannen Vlaamse delen o Bekkenspecifieke delen o Grondwater-systeemspecifieke delen o Zoneringsplannen en gebiedsdekkende uitvoeringsplannen In dit werk is voornamelijk de laatste categorie zoneringsplannen en gebiedsdekkende uitvoeringsplannen van toepassing. 91

92 Zoneringsplannen De achterliggende gedachte van de zoneringsplannen is dat alle afvalwater eerst gezuiverd moet worden vooraleer het in oppervlaktewateren terechtkomt. Deze maatregel geldt zowel voor de burger als voor bedrijven. Er bestaan twee opties voor het afvalwater, ofwel wordt het opgevangen in een riool en staat de gemeente, rioolbeheerder of het gewest in voor de verdere zuivering, ofwel geldt de verplichting hiervoor zelf in te staan. Welke optie van toepassing is, hangt af van de zone waarin het huishouden, het bedrijf of de zaak gelegen is (Ghyselbrecht, 2010; Vlaamse Instelling voor Technologische Onderzoek (VITO) EMIS, sd). Er worden vier zones onderscheiden (Fig. 26) (Vlaamse Milieumaatschappij, sd): o Centraal gebied: er is reeds geruime tijd riolering aanwezig en die is aangesloten op een waterzuivering. o Collectief geoptimaliseerd buitengebied: er is recent riolering aangelegd en die is aangesloten op een waterzuivering. o Collectief te optimaliseren buitengebied: er is riolering gepland of er is riolering aanwezig maar die is nog niet aangesloten op een waterzuivering. Individueel te optimaliseren buitengebied: er is geen riolering voorzien. Het afvalwater moet individueel gezuiverd worden met een IBA. De projecten die door Interregproject I-Qua worden beschouwd vallen onder vallen onder deze categorie. Interreg I-QUA biedt een experimenteel ontwikkelen, testen, monitoren en demonstreren van innovatieve afvalwatervoorzieningen op verschillende type locaties in het buitengebied omdat geen standaard commerciële oplossingen voor de verschillende locaties beschikbaar zijn. 92

93 Fig. 26: Zoneringsplan (Vlaamse Milieumaatschappij, sd) De IBA s die instaan voor de individuele zuivering moeten voorzien zijn van een CE-markering en kunnen vrijwillig van een BENOR-keurmerk en Vlaminor-certificaat voorzien worden CE-markering Deze markering vormt een belangrijke aanwijzing dat een product voldoet aan de EU-regelgeving en maakt het vrije verkeer van goederen binnen de hele Europese Economische Ruimte 10 (EER) mogelijk. Vooraleer een systeem een CE-label krijgt, moet voldaan zijn aan een aantal minimumeisen. Ook worden enkele testen uitgevoerd door Certipro, de certificatie en keuringsdienst van de Vlaamse Instelling voor Technologisch Onderzoek (VITO). Dit wil echter niet zeggen dat aan de effluenteisen, zoals omschreven in de Vlarem, wordt voldaan. Ook wordt door de CE-markering geen periodieke onafhankelijk controle voorzien (Certipro, 2014; Europese Commissie, 2011; Ghyselbrecht, 2010). 10 EER: de 27 lidstaten van de EU en de EVA-landen IJsland, Noorwegen en Liechtenstein 93